Flussaltwasser: Bewertung, Schutz, Sanierung und Renaturierung 3835102249, 9783835102248 [PDF]

Zitiervorschau

Volker Lüderitz | Uta Langheinrich | Christian Kunz (Hrsg.) Flussaltwässer

Volker Lüderitz | Uta Langheinrich | Christian Kunz (Hrsg.)

Flussaltwässer Ökologie und Sanierung STUDIUM

Bibliografische Information der Deutschen Nationalbibliothek Die Deutsche Nationalbibliothek verzeichnet diese Publikation in der Deutschen Nationalbibliografie; detaillierte bibliografische Daten sind im Internet über abrufbar.

1. Auflage 2009 Alle Rechte vorbehalten © Vieweg +Teubner | GWV Fachverlage GmbH, Wiesbaden 2009 Lektorat: Ulrich Sandten | Kerstin Hoffmann Vieweg+Teubner ist Teil der Fachverlagsgruppe Springer Science+Business Media. www.viewegteubner.de Das Werk einschließlich aller seiner Teile ist urheberrechtlich geschützt. Jede Verwertung außerhalb der engen Grenzen des Urheberrechtsgesetzes ist ohne Zustimmung des Verlags unzulässig und strafbar. Das gilt insbesondere für Vervielfältigungen, Übersetzungen, Mikroverfilmungen und die Einspeicherung und Verarbeitung in elektronischen Systemen. Die Wiedergabe von Gebrauchsnamen, Handelsnamen, Warenbezeichnungen usw. in diesem Werk berechtigt auch ohne besondere Kennzeichnung nicht zu der Annahme, dass solche Namen im Sinne der Warenzeichen- und Markenschutz-Gesetzgebung als frei zu betrachten wären und daher von jedermann benutzt werden dürften. Umschlaggestaltung: KünkelLopka Medienentwicklung, Heidelberg Druck und buchbinderische Verarbeitung: STRAUSS GMBH, Mörlenbach Gedruckt auf säurefreiem und chlorfrei gebleichtem Papier. Printed in Germany ISBN 978-3-8351-0224-8

Geleitwort Flussauen sind Lebensadern der Landschaft und das Rückgrat der Artenvielfalt. Ihr biologischer Reichtum gleicht dem tropischer Regenwälder. Sie sind unersetzlich im europäischen Biotopverbund. Eine besondere Rolle für die Artenvielfalt nimmt in Auen die Vielzahl der Gewässer ein, die in unterschiedlichster Form vom Grund- oder Flusswasser abhängen und mit diesem in unterschiedlichem Ausmaß in Verbindung stehen. Die Vielfalt der Auengewässer ist einmalig. Auengewässer sichern die Quernetzung von Fluss und Aue, sie durchfließen die Aue wie ein fein verzweigtes Adernetz. In ihnen pulsiert das Leben. Altwässer sind eine besonders bedeutender Lebensraum der Auengewässer, in ihnen zeichnen sich noch Jahrhunderte lang alte Flussläufe ab. Sie sind die großen Adern, die vom Fluss in die Aue abzweigen. Je nach Alter und Entstehungsgeschichte können sie ganz vielfältig gestaltet sein. An ihnen lässt sich Flussgeschichte ablesen – auch weit außerhalb heutiger überschwemmter Auen. Sie geben der gesamten historischen Aue ein charakteristisches Kleinrelief, ein Gesicht. Die verschiedenen Stadien der Altwässer sind unersetzbarer Lebensraum für viele daran gebundene Arten. Auch natürlicherweise würde ein durch Flussverlagerung abgetrennter Flusslauf im Laufe der Zeit verlanden, während anderswo ein neuer Arm entsteht. Die natürliche Dynamik in der Aue ist charakteristisch für jeden einzelnen Fluss, das ständige Werden und Vergehen sichert die Artenvielfalt. Doch heute hat der Mensch einseitig in die Aue und ihre Gewässer eingegriffen und die natürliche Dynamik weitgehend zerstört bzw. verhindert. Neue Altwässer können natürlicherweise nicht mehr entstehen, so dass die natürlichen Prozesse nur noch in eine Richtung, nämlich Verlandung ablaufen. Damit geht Artenvielfalt verloren. Ziel im Naturschutz muss es daher sein, die gesamte Bandbreite der Auengewässer und Altwässer in typischer Zusammensetzung zu erhalten. Dafür setzt sich der BUND in vielen seiner Naturschutzprojekte ein. Das fordert auch die Erhaltung der Natura 2000-Gebiete und die Wasserrahmenrichtlinie und die Biodiversitätsstrategie des Bundes. Wichtig ist daher das Wissen um ein AltwasserManagement, welches in diesem Buch hervorragend zusammengestellt ist. Allerdings können durch menschliche Eingriffe die komplexen dynamischen Vorgänge und ökologischen Zusammenhänge in Flussauen niemals ersetzt oder nachgeahmt werden. Sanierungen sind deshalb mehr als technische Maßnahmen. Vorrangiges Ziel ist daher immer die Reaktivierung der natürlichen Flussdynamik durch Anbindung der Altwässer an die Flüsse und ausreichend Raum für Fluss und Aue, damit der Fluss selbst wieder die Aue gestalten kann und damit auch die Altwasser-Dynamik bringt. Auen sind prädestinierte Räume für mehr Wildnis. Die korrigierenden Eingriffe und das Management des Menschen sollten sich daher immer nur auf das unbedingt Nötige beschränken und nur „Hilfe zur Selbsthilfe“ sein. Intakte Auen drohen zu verschwinden. In den letzten 100 Jahren wurden fast alle Flüsse ausgebaut und Auen in großem Umfang beseitigt. Wir brauchen wieder mehr intakte Auengewässer in intakten Auen, nicht nur für den Artenschutz, sondern auch für den Hochwasserschutz, für nachhaltige Nutzung (Fischerei), die Erholung oder das Naturerleben. Es gibt

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Geleitwort

viele Gründe, sich dafür einzusetzen – helfen Sie mit, dass die Empfehlungen dieses Buches eine breite Anwendung finden. Prof. Dr. Hubert Weiger Vorsitzender des BUND (Bund für Umwelt- und Naturschutz Deutschland) Berlin, Februar 2009

Vorwort der Herausgeber Das vorliegende Buch ist Resultat von 20 Jahren Forschung zur Ökologie und Sanierung von Flussaltwässern insbesondere im Gebiet der Elbe. Von der Gewässertypologie und Gewässerklassifizierung wurden diese Gewässer bisher eher vernachlässigt – wohl deshalb, weil sich weder Fließ- noch Standgewässerspezialisten angesprochen fühlten. In der Tat können Altwässer hydrologisch und ökologisch weder mit Flüssen noch mit Seen verglichen werden. Aus historischer Sicht sind sie Momentaufnahmen im dynamischen System von Fließgewässer und Aue; in diesen Momenten kommt ihnen jedoch eine herausragende Rolle im Wasserhaushalt und als Hort der biologischen Vielfalt zu. Im Unterschied zu Flüssen und viel schneller als große Seen durchlaufen Altwässer eine Sukzession, die innerhalb von Jahrhunderten zu ihrem Verlanden und damit Verschwinden führt. Dieser natürliche Vorgang ist in einer Naturlandschaft nicht problematisch, denn Altwässer entstehen dort ständig neu. In einer intensiv genutzten Aue jedoch, an einem durch Buhnen und Leitwerk in seinem Lauf dauerhaft festgelegten Fluss entstehen keine neuen Altwässer, somit ist dieser Lebensraum vom Verschwinden bedroht. So befinden sich z. B. an der Elbe über 80% der Altwässer inzwischen in der Terminal- und Postterminalphase, Gewässer in der Initialphase sind demgegenüber zur absoluten Ausnahme geworden. Jegliche Forschung an Altwässern muss also den Erhaltungs- und Sanierungsbedarf von vornherein mit berücksichtigen. Sanierung wiederum ist ohne Leitvorstellungen über den angestrebten ökologischen Zustand nicht möglich. Bei der Entwicklung dieser Ziele geht es ausdrücklich weder um den Aufbau von Wunschvorstellungen noch um die alleinige Orientierung auf wenige bekannte und gut untersuchte Arten bzw. Artengruppen, sondern um biozönotische Leitbilder, die die ökologische Komplexität in ihrer räumlichen und zeitlichen Entwicklung soweit widerspiegeln, wie das in der Ökologie überhaupt möglich ist. Die hier vorgelegte Arbeit geht folglich zunächst auf die Entstehung und Entwicklung von Altwässern aus hydrologisch-hydromechanischer Sicht ein, sie charakterisiert sodann die Ökologie der verschiedenen Entwicklungsphasen unter Berücksichtigung zahlreicher Organismengruppen. Auf dieser Grundlage wird ein komplexes System zur vorrangig ökologischen Bewertung von Altwässern entwickelt, welches allerdings auch hydromorphologische und chemische Aspekte nicht vernachlässigt. Die Plausibilität des Bewertungssystems wird unter Anwendung auf einige in den letzten Jahren intensiv untersuchte Altwässer nachgewiesen und erläutert. Der leitbildorientierten Bewertung müssen fast zwingend Aussagen zur leitbildorientierten Sanierung folgen. Während sich bisherige Projekte der Altwassersanierung fast ausschließlich auf Entschlammungen und Wiederanschluss an den Hauptstrom konzentrierten, muss eine nachhaltige Revitalisierung dafür Sorge tragen, dass Aspekte der Umfeldgestaltung, der Gewässerpflege sowie vor allem der Erhaltung und Förderung vielfältiger und reichhaltiger Lebensgemeinschaften durch sehr differenziertes Vorgehen zunehmend Berücksichtigung finden. Entsprechende Projekte werden demzufolge in diesem Buch vorgestellt und – dort wo es schon möglich ist – hinsichtlich ihrer Effizienz untersucht.

8

Vorwort der Herausgeber

Es versteht sich von selbst, dass ein Buch über bisher wenig beachtete Ökosysteme wie eben die Altwässer besonders unter dem praktischen Aspekt ihrer Sanierung nicht ohne externe fachliche Unterstützung auskommen kann. Stellvertretend für alle, die uns mit Hinweisen, unveröffentlichter Fachliteratur, Fotos und kritischen Anmerkungen weiterhalfen, seien Frau Dr. Antje Bischoff, Frau Antje Weber sowie die Herren Dr. Alfons Henrichfreise, Prof. Dr. Bernd Ettmer, Prof. Dr. Robert Jüpner, Prof. Dr. Ulrich Braukmann, Dr. Guntram Ebel, Dr. Lutz Reichhoff, Karl-Heinz Jährling, Dietmar Spitzenberg, Falko Heidecke, Guido Puhlmann, Dr. Hans Pellmann und Dr. Christian Damm dankend erwähnt. Technisch-laborative Unterstützung erhielten wir von unseren Mitarbeiterinnen Christine Göhler, Dr. Annett Maue und Mandy Borkowski. Stefan Müller und Toni Beneke trugen maßgeblich zum Gelingen der umfänglichen Vermessungsarbeiten bei. Ihnen allen sei herzlich gedankt. Für die finanzielle Unterstützung unserer Arbeiten durch Förderung und Zuschüsse gilt unser Dank dem Bundesamt für Naturschutz und der Lotto Toto Sachsen-Anhalt GmbH. Das Management der finanziell geförderten Vorhaben übernahmen in vorbildlicher Weise Julia und Oliver Wendenkampf. Posthum haben wir uns bei Prof. Dr. Peter Hentschel zu bedanken, durch dessen Initiative und langjährige Unterstützung unsere Projekte zur Ökologie der Altwässer erst zustande gekommen sind. Im Namen der Autoren Volker Lüderitz, Uta Langheinrich, Christian Kunz Magdeburg, Februar 2009

Inhaltsverzeichnis 1 Einleitung – Entstehung und Entwicklung von Altwässern

13

1.1 Was sind Altwässer?

13

1.2 Das Verschwinden der Altwässer

14

1.3 Warum Altwassersanierung?

16

1.4 Bewertung als wissenschaftliche Grundlage erfolgreicher Sanierungen

17

2 Genese von Altwässern

19

2.1 Entstehung und Sukzession von Altwässern

19

2.1.1 Das Phänomen der Altwasserentstehung

19

2.1.2 Ursachen der Gewässerbettverlagerung

21

2.2 Altgewässer als ökologische Sukzessionsstadien oder „Was beeinflusst den Sukzessionsverlauf?“

25

2.2.1 Gewässermorphologie

26

2.2.2 Trophie

26

2.2.3 Vegetation und Sukzession

28

2.2.4 Zoogener Einfluss auf Vegetation und Sukzession

29

2.2.5 Zustrom von Grund- , Qualm- und Oberflächenwasser

29

2.2.6 Wechselnde Wasserstände und Rohbodenstandorte

31

2.2.7 Fragmentierung von Altgewässern

32

2.2.8 Exposition

32

2.3 Heutiger Zustand von Altwässern – Sanierungsbedarf

33

2.3.1 Altwässer in der Kulturlandschaft

33

2.3.2 Sanierungsbedarf

35

10

Inhaltsverzeichnis

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

37

3.1 Pflanzen

37

3.1.1 Durchströmte Altgewässer (Altarm i.e.S.)

38

3.1.2 Stillgewässerartige Altgewässer mit periodischem Hochwassereinfluss

40

3.1.3 Stillgewässerartige Altgewässer mit episodischem Hochwassereinfluss

47

3.1.4 Tümpelartige Rest-Altgewässer

48

3.1.5 Temporäre Altgewässer / Flutmulden (Kleingewässer der Aue)

48

3.1.6 Völlig verlandete Altgewässer

49

3.2 Plankton

51

3.3 Fische

55

3.4 Lurche und Kriechtiere

59

3.5 Libellen

62

3.6 Köcherfliegen

68

3.7 Eintagsfliegen

72

3.8 Wasserkäfer

74

3.9 Mollusken

79

3.10 Säugetiere

81

3.11 Vögel

83

Inhaltsverzeichnis

11

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

91

4.1 Ansätze und Probleme der Bewertung von Gewässern im Allgemeinen und von Altwässern im Besonderen 4.2 Multimetrische Bewertung auf Grundlage der Makroinvertebraten

91 94

4.2.1 Eignung von Makroinvertebraten für die Gewässerbewertung

94

4.2.2 Modul Autökologie / Leitbildvergleich

95

4.2.3 Modul Diversität / Schutzwürdigkeit

104

4.3 Altwasserbewertung auf Grundlage der Ichthyozönose

107

4.4 Altwassertypisierung auf Grundlage der Vegetation

111

4.4.1 Leitbild aus vegetationskundlicher Sicht

112

4.4.2 Arten mit Vorkommensschwerpunkt in Altgewässern

113

4.4.3 Zuordnung der Makrophyten zu den Sukzessionsstadien

114

4.4.4 Ökologische Artengruppen in Altgewässern

119

4.4.5 Vegetationserfassung und -bewertung

122

4.5 Altwasserbewertung auf Grundlage der Morphologie 4.5.1 Entwicklung eines Strukturgütekartierverfahrens für Altwässer 4.6 Chemische Bewertung der Qualität von Wasser und Sedimenten in Altwässern

127 127 137

4.7 Zusammenfassende Bewertung von Altwässern aus chemischer, biologischer und morphologischer Sicht

143

4.8 Beispielhafte Gesamtbewertung von Altwässern

147

4.9 Bewertung der Sedimentzusammensetzung

163

4.9.1 Problemstellung

163

4.9.2 Untersuchungsverfahren

163

12

Inhaltsverzeichnis

5 Sanierung und Revitalisierung von Altwässern

169

5.1 Sanierungsziele

169

5.1.1 Naturschutzziele

169

5.1.2 Die Bedeutung von Altwässern für den Naturschutz

173

5.1.3 Wasserwirtschaftliche Ziele – Hochwasserschutz, Bodenwasserhaushalt

176

5.2 Methoden und Probleme der Sanierung

179

5.2.1 Hydrologisch-hydraulische Maßnahmen - dauernder oder temporärer Anschluss an den Hauptstrom

179

5.2.2 Entschlammung und Schlammentsorgung

184

5.2.3 Funktionsprüfung, Umbau und Rückbau wasserwirtschaftlicher Anlagen

186

5.2.4 Einbringung von Pflanzenmaterial

191

5.2.5 Gewässerschonstreifen

191

5.2.6 Übliche Fehler und Unzulänglichkeiten bei der Altwassersanierung

199

5.2.7 Der Erhalt des Sanierungszustandes durch Bewirtschaftung

201

5.3 Beispiele für erfolgreiche und geplante Altwassersanierungen 5.3.1 Kühnauer See

´

203 203

5.3.2 Alte Elbe bei Klieken

207

5.3.3 Die Dornburger Alte Elbe bei Magdeburg

210

6 Ausblick

217

Literaturverzeichnis

221

Autorenverzeichnis

233

1 Einleitung – Entstehung und Entwicklung von Altwässern Volker Lüderitz und Dominique Remy

1.1 Was sind Altwässer? Altgewässer werden durch ihre Strömungsverhältnisse charakterisiert. Sie entstehen durch Abtrennung von Flussarmen vom Fluss und deren nachfolgender Isolierung. Besteht zwischen dem Fluss und dem abgetrennten Flussarm noch eine direkte Verbindung, die zur Durchströmung des Gewässers führt, so spricht man von einem Altarm. Wird diese Verbindung unterbrochen, so dass das Gewässer nur noch temporär, z.B. im Hochwasserfall, durchströmt wird, entsteht das Altwasser, also ein Stillgewässer. Ein Totarm wird nur noch vom Qualm- bzw. Grundwasser gespeist. Die offene Verbindung von Altarmen mit dem Fluss wird durch natürliche Sedimentationsvorgänge geschlossen. Mit ihrer Abtrennung und Isolierung vom Fluss durchlaufen sie natürliche Entwicklungsphasen (Abb.1.1), die von der Besiedlung des Gewässers durch Tiere und Pflanzen der Stillgewässer (Initialphase) über eine Optimal- und Terminalphase bis zur totalen Verlandung (Postterminalphase) gehen. Das Nebeneinander dieser Entwicklungsphasen bewirkt, dass Altwässer hoch differenzierte und spezialisierte Lebensgemeinschaften von Pflanzen und Tieren beherbergen, die standörtlich-räumlich und funktional-zeitlich in die verschiedenen Entwicklungsphasen der Altwässer eingenischt sind und charakteristische Zonierungen aufweisen.

Abbildung 1.1: In der Optimalphase der Entwicklung – die Dornburger Alte Elbe bei Magdeburg (Foto: C. Kunz)

14

1 Einleitung – Entstehung und Entwicklung von Altwässern

1.2 Das Verschwinden der Altwässer Altgewässer unterliegen analog den meisten Stillgewässern einem natürlichen Alterungsprozess. Durch Eintrag mineralischer Sedimente über das Oberflächenwasser bzw. durch autochthone Bildung von organischem Schlamm und Niedermoortorf, verlandet der Wasserkörper sukzessive mehr oder weniger schnell. Diesem völlig natürlichen Verlust von wasserführenden Altgewässern steht in einer Naturlandschaft die ständige Neubildung durch Erosions- und Akkumulationsprozesse gegenüber, wodurch ein Nebeneinander unterschiedlich alter und unterschiedlich ausgebildeter Altgewässer in den Auen garantiert war. Allerdings muss im Flachland, in Abhängigkeit von der Bindigkeit der Substrate, mit Bildungszyklen von mehreren hundert Jahren gerechnet werden (vgl. Kern 1994). Besonders lange Zyklen sind bei Fließgewässern mit schwachen Hochwasserabflüssen in Kombination mit bindigen Auelehmen zu erwarten, während ausgeprägte Hochwasserabflüsse in Kombination mit Sanden und Kiesen rascher eine Neubildung von Altgewässern erwarten lassen. Die relative Langlebigkeit von Mäanderschlingen in den pleistozänen Sandlandschaften, die sich zwar im Raum leicht verlagern, aber nicht unbedingt abgeschnürt werden, belegt exemplarisch eine Auswertung kartographischer Darstellungen der Unteren Hase (Abb.1.2) (vgl. Remy 2007). Durch die natürliche Flussdynamik, d. h. durch die Verlagerung der Mäanderbögen, können in der rezenten Aue stetig Altarme entstehen, so dass die Biotop- und Artenvielfalt erhalten bleibt. Diese Dynamik ist jedoch im Falle der Elbe wie fast aller mitteleuropäischer Flüsse nicht mehr gegeben, denn durch den vorhandenen Ausbau- und Unterhaltungszustand (Deiche, Buhnen, Uferlängsverbau an Prallhängen, Staustufen im Oberlauf) wird der Flusslauf festgelegt, die natürliche Morphodynamik (Seitenerosion, Uferabbrüche, Sand- und Kiesbänke, Auskolkungen, Mäanderbildung, Laufverlagerung) eingeschränkt und die Sohlerosion erhöht. Die Retentionsfläche ist im Fall der Elbe auf etwa 16 % des Landschaftsraumes beschränkt; damit ist auch die natürliche Überflutungsdynamik eingeschränkt und der Raum für eine Flussbewegung nicht mehr gegeben. Der Vernetzungsgrad von Fließgewässern und Altwässern ist gering; dadurch findet eine beschleunigte Sukzession statt. Zudem ist das Kontinuum der Altwässer durch unsachgemäßen Brückenbau (Schüttdämme) oft zerstört.

1.2 Das Verschwinden der Altwässer

15

Abbildung 1.2: Details der Laufverlagerung und Laufverkürzung eines ca. 7 km langen Teilstücks der Hase unterhalb von Haselünne im Zeitraum von 1773 bis 1989 auf Basis historischer Karten und der TK 50 (aus Remy u. Zimmermann 2004); aktueller Lauf und aktuelle Altwasser: durchgezogene Linien, Lage der Terrassenkante schraffiert). Tabelle 1.1: Übersicht über die Gefährdung der höheren Pflanzenarten und Pflanzengesellschaften der Altwässer Sachsen-Anhalts (nach Reichhoff 2003) Gefährdungsgrad

Pflanzenarten

Pflanzengesellschaften

Anzahl

%

Anzahl

%

ausgestorben, verschollen, erloschen

1

1,1

3

5,1

vom Aussterben bedroht, vom Verschwinden bedroht

6

6,6

2

3,4

wegen Seltenheit gefährdet, potenziell gefährdet

2

2,2

2

3,4

stark gefährdet

15

16,5

8

13,8

gefährdet

20

22,0

20

33,9

Summe

44

48,4

35

59,4

ungefährdet

47

51,6

24

40,6

Gesamtzahl

91

100

59

100

16

1 Einleitung – Entstehung und Entwicklung von Altwässern

Unter der Prämisse, dass keine neuen Altgewässer mehr entstehen und die bestehenden einem durch Nährstoffeintrag v. a. aus diffusen Quellen noch beschleunigten Verlandungsprozess unterliegen, ist davon auszugehen, dass in absehbarer Zeit der Gewässertyp „Altgewässer“ aus den Auen weitgehend verschwunden sein wird. Untersuchungen zum Zustand der Altwässer im Mittelelbegebiet (Lüderitz et al. 1994, Lüderitz et al. 2000, Reichhoff 2003) ergaben, dass sich über 80% der Altwässer bereits im Terminal- oder Postterminalstadium befinden. Folge der Verlandung ist u. a., dass Pflanzen und Tiere, die ganz oder überwiegend auf den Lebensraum Altwasser angewiesen sind, in ihren Beständen zunehmend bedroht sind. Schon heute sind beispielsweise fast 50% der altwassertypischen höheren Pflanzenarten und Pflanzengesellschaften gefährdet (Tab.1.1).

1.3 Warum Altwassersanierung? Auenaltwässer in frühen und mittleren Sukzessionsstadien gehören zu den artenreichsten aquatischen Ökosystemen in Europa überhaupt (Lüderitz et al. 2000; Hentschel et al. 2002; Langheinrich et al. 2002). Sie sind in der Auenlandschaft unersetzbar. Aus Sicht des Natur- und Landschaftsschutzes, aber auch aus Sicht des Erholungswertes einer vielgestaltigen Landschaft muss der anthropogen verursachte und beschleunigte Verlust von typischen Gewässern der Auen deshalb verlangsamt bzw. rückgängig gemacht werden. Die Revitalisierung bzw. Rückführung in frühere Entwicklungsphasen verlandeter Altgewässer ist außerdem unter dem Gesichtspunkt der Erhaltung und Förderung von FFHLebensräumen und als sinnvolle Maßnahme im Zusammenhang mit der Umsetzung der EUWasserrahmenrichtlinie (WRRL) zu sehen. Allerdings ist jeweils abzuwägen, ob dem Prozessschutz, also der endgültigen Verlandung, oder dem Erhalt durch Entlandung der Vorzug gegeben wird. Hentschel et al. (2002) geben in diesem Zusammenhang eine komplexe Begründung für die Sanierung von Altwässern. 1.

Grundsätzliche landschaftsgenetische Begründung

Altwässer entstehen infolge der morphologischen Dynamik des natürlichen Flusslaufes. Durch Eindeichung und den Ausbau des Flusses wird die natürliche Dynamik unterbunden und es entstehen (so gut wie) keine Altwässer mehr. Mit der Verlandung der Altwässer würde dieser Lebensraumtyp aus der Aue verschwinden. Nur durch Sanierung bestehender Altwässer kann er als essenzieller Bestandteil des Ökosystems Aue erhalten werden. 2.

Ökologische Begründung

Unter der Voraussetzung, dass Altwässer in der Aue erhalten bleiben, kann die volle ökologische Ausschöpfung des Lebensraums Altwasser nur erfolgen, wenn die einzelnen Phasen seiner Existenz - die Initial-, die Optimal- und die Terminalphase - nebeneinander in ausreichender Fläche und Verteilung vorhanden sind. Heute befinden sich die Altwässer vorwiegend in der Terminalphase. Hinzu tritt die anthropogene Eutrophierung, die eine vorzeitige Alterung der Gewässer auslöst. Da in polytrophen Gewässern nur noch eine geringe Anzahl von Arten Lebensmöglichkeiten findet, müssen Sanierungsmaßnahmen neben morphologischen Verbesserungen auch immer die Zielstellung des Nährstoffentzugs haben.

1.4 Bewertung als wissenschaftliche Grundlage erfolgreicher Sanierungen oder Revitalisierungen

3.

17

Landschaftsästhetische Begründung

Viele Altwässer sind Bestandteil eines Mosaiks aus Natur- und historisch gewachsener Kulturlandschaften. Infolge flächigen Gehölzaufwuchses auf den ufernahen Verlandungsflächen wird die erlebbare Beziehung zwischen See und umgebenden Landschaft nahezu völlig unterbunden. 4.

Wasserwirtschaftlich - fischereiwirtschaftliche Begründung

Infolge von Verschlammung und Verlandung ist die fischereiliche Nutzung vieler Altwässer zum Erliegen gekommen. Mit ihrer Sanierung wird eine solche Nutzung in Abstimmung mit den Anforderungen des Naturschutzes wieder ermöglicht.

1.4 Bewertung als wissenschaftliche Grundlage erfolgreicher Sanierungen oder Revitalisierungen Der Erhalt von Altgewässern in der heutigen Kulturlandschaft ist vielfach nur unter Einsatz von technischen Mitteln und damit unter Einsatz öffentlicher Gelder möglich. Um Altgewässer nachhaltig und kostengünstig unter Nutzung vorhergegangener Erfahrungen zu sanieren und zu bewirtschaften, müssen derartige Maßnahmen einer Bewertung bzw. Erfolgskontrolle unterzogen werden. Maßstab dabei können und müssen die Anforderungen der WRRL sein. Die WRRL fordert für jeden Gewässertyp die Definition von Referenzbedingungen, sprich Leitbildern, als Basis für ein Klassifizierungssystem, das auf Abweichungen von diesem Status höchster Qualität beruht. Auch die Art und Weise, in der Altgewässer zu erhalten oder wiederherzustellen sind, erfordert prinzipiell eine solche Diskussion über Leitbilder. Die Frage ist, welche Stadien der Sukzession von Altgewässer für den jeweiligen Landschaftsraum besonders wichtig und daher zu erhalten bzw. wiederherzustellen sind. Letztendlich ist eine Bewertung von Altgewässern erforderlich. Eine solche Bewertung kann sich allerdings nicht unbesehen auf bestehende Bewertungsschemata, wie die der WRRL für Fließ- und Stillgewässer stützen, da Altgewässer einem auenspezifischen Regime unterliegen. Bei mittleren Abflussmengen sind die Altgewässer weitgehend vom aktiven Fließgewässer entkoppelt, während sie bei Hochwasserabflüssen in unterschiedlichem Umfang in die allgemeine Auendynamik eingebunden sein können. Diese Situation wird außerdem lokal noch durch wasserbauliche Maßnahmen modifiziert, wenn durch Deiche, Schöpfwerke, Wehre der Wasserhaushalt der Altgewässer gesteuert wird. Eine ausschließliche Bewertung nach der WRRL ist allerdings auch nicht sinnvoll, da Gesichtspunkte der Biotopvielfalt und Landschaftsgestaltung in dieser Richtlinie nicht direkt berücksichtigt werden, aber in einer konsistenten Bewertung trotzdem unbedingt eine Rolle spielen müssen. Als Grundlage der Bewertung existieren bereits unterschiedliche Altwasser-Typisierungen. So werden nicht mehr aktive Fließgewässerstrecken u. a. im Rahmen der Biotoptypenkartierung in Niedersachsen nur hinsichtlich großer oder kleiner naturnaher Altgewässer unterschieden (Drachenfels 1994), ohne auf die aktuelle Anbindung an ein Fließgewässer einzugehen. Eine weitergehende Typisierung bietet die Biotopkartierung Brandenburg (Zimmermann 1994; Zimmermann et al. 2003), die zusätzlich den trophischen Zustand, den Ausbaugrad und die Beschattung berücksichtigt. Weiterhin zu betrachten sind die verschie-

18

1 Einleitung – Entstehung und Entwicklung von Altwässern

denen Phasen der Sukzession, die ein Altarm durchläuft (DVWK 1991). Eine andere, gängige Gliederung berücksichtigt die Art der Verbindung zwischen Altgewässern und aktivem Gerinne (s. a. MURL NRW 1999). Altgewässer können demnach auf Grund ihres hydraulischen Anschlusses vier Kategorien mit diversen Unterkategorien (z.B. Größe, Sukzessionsstadium) zugeordnet werden, die sich auch jeweils in einer mehr oder weniger typischen Zusammensetzung der Vegetation widerspiegeln.

2 Genese von Altwässern

2.1 Entstehung und Sukzession von Altwässern Gerhard Böttge 2.1.1 Das Phänomen der Altwasserentstehung Die natürliche Abtrennung von Flussarmen ist eine durch die Dynamik der Flüsse begründete Erscheinung. Infolge Erosion und Sedimentation verlagert der frei fließende Fluss fortwährend seinen Lauf. Bei flach geneigtem Untergrund erfolgt eine Mäandrierung, bei stärker geneigtem Untergrund eine Furkation. Im Mittelelbegebiet tritt nahezu ausschließlich die Mäandrierung auf. Die charakteristische Dynamik eines Mäanders besteht darin, dass dieser sich an seinem Scheitel durch Erosion ausweitet. Auch an den Mäanderschenkeln tritt Erosion auf. Die Überdehnung des Mäanderbogens führt letztlich zum Durchbruch des Flusses an den Mäanderschenkeln, der Mäanderbogen wird als Altlauf abgeschnürt. Durch diesen Durchbruch verkürzt sich der Flusslauf, das belebt seine Erosionskraft, so dass erneut die Ausbildung eines Mäanders einsetzt. Auf diese Weise entstehen ganze Folgen von Altwässern in der Aue. Eine Flusslaufverlagerung und die Abtrennung von Flussarmen kann auch im Zuge von Hochwasserereignissen durch Flussspringen erfolgen. Mit solch einem Flussspringen verlängert der Fluss spontan seinen Lauf. Als Beispiel für diesen Prozess der Entstehung eines Altarmes und späteren Altwassers kann der Elbverlauf bei Schönebeck angeführt werden. Im Zusammenhang mit starken Hochwässern verließ die Elbe hier zwischen 1016 und 1600 ihren ursprünglichen Lauf, der durch die Elbaue bei den Orten Pretzien, Plötzky, Randau, Calenberge führte, und verlagerte sich unter Ausbildung einer großen Flussschlinge an den Rand des Stadtgebietes von Schönebeck (Abb.2.1). Vergleichbare Prozesse führten zwischen 1314 und 1352 zur Entstehung des Kühnauer Sees bei Dessau infolge eines starken Muldehochwassers. Die offene Verbindung eines Altarmes mit dem Fluss wird durch natürliche Sedimentationsvorgänge geschlossen. Es entsteht das vom Fluss separierte Altwasser. Dieses unterliegt infolge der Besiedlung durch Wasser- und Röhrichtpflanzen naturbedingt der Verlandung. Durch absterbende Vegetation kommt es zur Ablagerung von Schlamm und zur Niedermoortorfbildung. Hinzu tritt der Eintrag von Sedimenten bei Hochwasser. Das Altwasser wird damit in seiner Flächigkeit und Tiefe ständig verringert, sein Nährstoffgehalt nimmt stetig zu. Im Zuge dieser Verlandung entsteht aus dem Gewässer ein Erlenbruchwald. Die Existenz eines Altwassers ist demzufolge aufgrund der natürlichen Verlandung zeitlich begrenzt. In Abhängigkeit von der Tiefe und dem Nährstoffstatus eines Altwassers misst sich dessen Lebensdauer ohne menschlichen Einfluss auf etwa 500 bis 800 Jahre. Von der Entstehung bis zur vollständigen Verlandung durchläuft ein Altwasser verschiedene Alterungsphasen.

20

2 Genese von Altwässern

Abbildung 2.1: Altwasserentstehung durch Gewässerbettverlagerung (Schlüter, August 1957)

Die Initialphase mit mesotrophen bis schwach eutrophen Nährstoffverhältnissen, fehlenden Schlamm- und Torfablagerungen und Wassertiefen von über 2 m ist charakterisiert durch die

2.1 Entstehung und Sukzession von Altwässern

21

Ansiedlung artenarmer, meist durch wenige Arten dominierter Vegetation. Freiwasserbereiche herrschen vor, die Röhrichte sind schütter und schmal. In der Optimalphase herrschen eutrophe Verhältnisse. Hier bildet sich die charakteristische Zonierung artenreicher Vegetationseinheiten heraus. Die Optimalphase ist geprägt von Freiwasserzonen mit Wassertiefen von drei bis vier Metern über die submerse Zone der Laichkrautrasen mit zwei bis drei Metern Wassertiefe und die Zone der Schwimmblattvegetation mit ein bis zwei Metern Wassertiefe bis zur Zone der Wasserschweber, die bereits eng mit der Röhrichtzone verbunden ist (Reichhoff 2003). In der Terminalphase mit polytrophen Nährstoffverhältnissen haben die Gewässer oft nur noch eine geringe Tiefe. Der Gewässergrund wird von mächtigen nährstoffreichen Schlammschichten bedeckt. Es herrschen die Wasserschwebergesellschaften vor. Das Gewässer ist größtenteils verlandet und wird von Großröhrichten geprägt. Die Ausbildung von Erlen- und Grauweidenbrüchen kann als Postterminalphase beschrieben werden.

2.1.2 Ursachen der Gewässerbettverlagerung 2.1.2.1 Flussmorphologie Natürliche Fließgewässer zeichnen sich durch eine vielfältige Dynamik aus. Gefälleverhältnisse, geologische und vegetative Gegebenheiten sowie Größe und Art des Einzugsgebietes mit seiner charakteristischen Wasserspende bestimmen die Veränderung des Gewässers maßgeblich. Die Fließgewässermorphologie beschränkt sich auf die Betrachtung der örtlichen Erosions- und Akkumulationsprozesse. Die Gerinnebildungsdynamik hängt vor allem von den Kraftwirkungen des abfließenden Wasserkörpers und von den mitgeführten beziehungsweise anstehenden Feststoffen ab. Art und Dichte der Gewässervegetation hemmen die Verlagerung der Sedimente im Uferbereich und beeinflussen somit die Geschwindigkeit der Dynamik direkt. Schröder und Römisch (2001) haben die Einflüsse auf die Fließgewässer zusammengefasst (Abb.2.2).

Tektonik

Gestein

Klima STANDORTTYPISCHE BIOZÖNOSEN

Vegetation

Feststoffe

Längsschnitt

Abfluss

Grundriss

Querschnitt

DYNAMIK

GERINNEFORM

Abbildung 2.2: Einflüsse auf die Gerinneform von Fließgewässern (angelehnt an Schröder u. Römisch 2001)

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2 Genese von Altwässern

2.1.2.2 Talformen - Erosion und Akkumulation Gefälleverhältnisse, Niederschläge, Grundwasserzutritte sowie sich bewegendes Gesteinsmaterial bestimmen die Erosion. Das von Verwitterung gelockerte Material des anstehenden Gesteins im Rhithralbereich wird vom Abfluss transportiert. Dieser Abtrag erfolgt je nach Vegetation, Gesteinsart und Relief mehr oder weniger gleichmäßig. Die Witterung zermürbt die Gesteinsoberfläche. Der oberflächlich abfließende Niederschlag macht feine Teilchen aus dem Gesteinsverband für den oberirdischen Abfluss transportabel. Die entstehenden Rinnsale vereinigen sich zu Bächen, Flüssen und Strömen in denen zusätzlich Materialen durch Ufer- und Sohlerosion transportiert werden. Bei sehr standfesten Gesteinen entsteht so eine Klamm durch ausschließliche Tiefenerosion oder Schlucht mit zusätzlicher, aber geringer Seitenerosion. Rutschen Hänge durch große Eintiefungen oder Unterspülungen nach, entsteht ein Kerbtal (Abb.2.3). Klamm

Schlucht

U –Tal (Trogtal)

V- Tal (Kerbtal)

Sohlental

Muldental

Abbildung 2.3: Talformen, deren früherer Zustand und deren mögliche Entwicklung (nach Schröder u. Römisch 2001)

Ist der Feststoffeintrag größer als das Transportvermögen der Strömung, so bilden sich durch Ablagerungen Auen (aufsedimentiertes Neuland). Ein ehemaliges V-Tal kann sich, wenn das Einzugsgebiet plötzlich mehr Feststoffe liefert, unter Umständen zu einem Sohlental und in einem noch späteren Stadium eventuell zu einem Muldental entwickeln (Abb.2.3). Ein von eiszeitlichen Gletschern geschaffenes U-Tal (Trogtal) kerbt sich entweder (bei Feststoffmangel) entlang der tiefsten Linie des breiten Talbodens ein, oder es bildet sich darin (bei Feststoffüberschuss) eine Aue (Schröder u. Römisch 2001).

2.1 Entstehung und Sukzession von Altwässern

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Tabelle 2.1: Talformen und ihre Merkmale (angelehnt an Schröder u. Römisch 2001) Talform

Landschaft

Vorherrschende Sohlenveränderung

Bemerkung

Erosion

Tiefenschurf

Akkumulation

seitliche Verlagerung

Erosion und Akkumulation

durch glazigene Kräfte geformt

Klamm Schlucht Kerbtal

Gebirge

Sohlental Muldental Trogtal

Flachland

2.1.2.3 Morphologie und Dynamik verschiedener Fließgewässerabschnitte Die Eigendynamik und Veränderlichkeit des Fließgewässers hängt also vom anstehenden Gestein und den Gefälleverhältnissen ab, die Geologie hat direkten Einfluss auf das Erscheinungsbild des Gewässers in einem bestimmten Abschnitt. Im Rhithralbereich eines Fließgewässers, also im Gebirge, sorgt das große Sohlgefälle für tiefe Einschnitte in das Gelände und für nur sehr geringe seitliche Auslenkungen, der Verlauf ist gestreckt, die beschriebenen Talformen Klamm (Abb.2.4), Schlucht, Kerb- und Sohlental dominieren und lösen sich vom Epirhithral über das Metarhithral bis in das Hyporhithral ab. Aus reinen Erosionsstrecken werden dann im Potamalbereich dynamischere Gewässer. Aus verästelten Gewässerabschnitten (Abb.2.5) des Hyporhithrals entwickeln sich die verzweigten im Epipotamal. Mit fortschreitendem Gewässerverlauf nehmen auch die Stabilität und Beständigkeit der vorhandenen Strukturen zu (Hütte 2000). Die stabilsten, überdauernsten Verhältnisse erreicht das Fließgewässer, wenn Erosion und Akkumulation sich die Waage halten, im Metapotamal verändern sich die Fließgewässer sehr langsam, dann aber deutlich. Die Veränderungen eines Zustandes sind sehr lange sichtbar – Altwässer bezeugen die verschiedenen Verläufe des Flusses, der Verlandungsgrad der Altwässer gibt Auskunft über zeitliche Abfolgen der Flusslaufveränderung.

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2 Genese von Altwässern

Abbildung 2.4: Eine Klamm - Im Epirhithralbereich schneiden sich Fließgewässer tief ein - Daberklamm bei Kals am Großglockner (Foto: C. Kunz)

Abbildung 2.5: Verästelungen in breiten Tälern des Rhithrals – Gletscherabfluss im Innergeschlößl Geschlößbach, Osttirol (Foto: C. Kunz)

2.2 Altgewässer als ökologische Sukzessionsstadien oder „Was beeinflusst den Sukzessionsverlauf?“ 25

Abbildung 2.6: Im Epipotamal ist die Verschiebung von Erosion zu Gunsten der Akkumulation deutlich erkennbar – Main bei Schönbrunn, renaturiert (Foto: C. Kunz)

Die zu erwartende Abfolge der Verhältnisse im Fließgewässer von der Quelle bis zur Mündung kann jedoch von Natur aus stark variieren. Ein schwerwiegender Variationsfaktor ist der Mensch mit seinen Eingriffen in die Gewässermorphologie und das Gewässerumfeld. Rodungen, Aufforstungen, Ufer- und Sohlbefestigungen verändern die Geschiebeverhältnisse maßgeblich. In Stauräumen werden die Feststoffe weitgehend zurückgehalten. Nach der Errichtung von Talsperren verwandelt sich in aller Regel eine unterhalb gelegene Akkumulationsstrecke in eine Erosionsstrecke (Schröder und Römisch 2001).

2.2 Altgewässer als ökologische Sukzessionsstadien oder „Was beeinflusst den Sukzessionsverlauf?“ Dominique Remy Altgewässer unterliegen naturgemäß einer Verlandung. Die sukzessiven Veränderungen betreffen neben den Zoozönosen im Wesentlichen die Gewässermorphologie, die Trophie und die Vegetation (Thienemann 1939; Ellenberg 1996). Die drei letztgenannten Faktoren beeinflussen sich gegenseitig und führen zu unterschiedlich rasch verlaufenden Formen der Verlandung. Der natürliche Alterungsprozess, die Verlandungsdynamik, kann daher in einem sehr unterschiedlichen Zeitrahmen erfolgen. Bei Gewässern mit relativ großer Sedimentfracht kann der Vorgang in wenigen Jahrzehnten abgeschlossen sein. Bei großen, tiefen Altgewässern ohne nennenswerten Eintrag anorganischer Sedimente und/oder bei periodischer Ausräumung durch Hochwasserabflüsse kann der Prozess Jahrhunderte dauern. Die Initial-, Optimal-, Terminal- und Postterminalphasen entsprechen in ihrer Abfolge dem Alterungsbzw. Verlandungsprozess eines Altgewässers, von der Entstehung bis zu dessen faktischem Verschwinden.

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2 Genese von Altwässern

2.2.1 Gewässermorphologie Die primäre Morphologie eines Altgewässers entspricht anfangs, also in der Initialphase, der des vormalig aktiven Fließgerinnes. Mit dem Funktionswandel setzt eine sukzessive Veränderung ein. Umfang und Geschwindigkeit der Veränderung der Gewässermorphologie hängen wesentlich von der Ausgangssituation ab, wobei tiefe Gerinne langsamer als flache verlanden. In Altgewässerstrecken größerer Flüsse werden sich die dort häufig anzutreffenden, deutlich über 5 m tiefen Kolke vor den Prallhängen am längsten als offene Wasserkörper erhalten. Am Ende der Terminalphase steht immer ein sehr flacher Wasserkörper. Art, Umfang und Tempo des Eintrags mineralischer Sedimente in Altgewässer („mineralische Verlandung“) hängt vom Umfang der jeweilige Zuflüsse und des damit verbundenen Transportvermögens aus den aktiven Fließgewässern bzw. aus Nebengewässern ab (Remy 2006). Altgewässer, die unmittelbar an der Terrassenkante verlaufen, können darüber hinaus durch den Eintrag von Oberflächenmaterial (Oberflächenerosion) verfüllt werden. Die Ablagerung organischen Materials („organische Verlandung“) ist dagegen weitgehend von der Trophie abhängig. Beide Verlandungsprozesse können durch Erosionsprozesse verlangsamt, weitgehend unterbunden oder rückgängig gemacht werden. Die Ufer- und Auenmorphologie hat auch Auswirkungen auf Art und Umfang der Ausbildung der Weich- und Hartholzaue. Die uferbegleitenden Gehölze haben ihrerseits starken Einfluss auf das Lichtklima der Altgewässer und damit auf die Ausbildung der Röhricht- und Wasservegetation. Außerdem beeinflusst der herbstliche Laubeintrag durch die uferbegleitenden Gehölze wesentlich den Verlandungsprozess. Kleine Altgewässer mit angrenzendem Baumbestand werden relativ rasch durch Laubdetritus verfüllt. Für die Altarme der Müggelspree ist Verlandung durch Muddeablagerungen und Torfbildung bis über das bordvolle Abflussniveau hinaus zu beobachten (Engelhardt 2004).

2.2.2 Trophie Die Trophie, also die Versorgung mit Nährstoffen, hat entscheidenden Einfluss auf die Verlandung, da sie über die Primärproduktion die Bildung von pflanzlicher Biomasse wesentlich beeinflusst. Natürliche Fließgewässersysteme und ihre Auen sind, geprägt von ihrem jeweiligen Einzugsgebiet, fast nur in den Oberläufen nährstoffarm (oligotroph), wenige sind von Natur aus mäßig nährstoffreich (mesotroph), wie beispielsweise das weitgehend sandgeprägte Einzugsgebiet der Ems. Besonders die Standorte in den breiten Auen der größeren Flüsse sind dagegen von Natur aus nährstoffreich (eutroph) und gleichzeitig, aufgrund der großen geologischen Vielfalt ihrer Einzugsgebiete überwiegend basenreich. Eher selten finden sich daher in der heutigen, mit Nährstoffen überfrachteten Landschaft noch mesotrophe bis schwach eutrophe Ausprägungen, während eutrophe Altgewässer sowie Auen überwiegen und bereits seit rund 3000 Jahren nachweisbar sind (Hilt et al. 2007). Auch hydraulisch weitgehend abgeschlossene Altgewässer unterliegen bei jedem Hochwasser, von dem sie erreicht werden, periodischen Nährstoffeinträgen. Durch Nährstoffakkumulation erhöht sich sukzessive der trophische Status eines Altgewässers, so dass spätestens in der Terminalphase, meist aber schon in der Optimalphase, ein eutropher Status erreicht wird. In der Kulturlandschaft wird dieser Prozess durch anthropogene Nährstoffeinträge beschleunigt. Dabei wird nicht selten ein poly-/hypertrophes Niveau erreicht, das zumindest in der

2.2 Altgewässer als ökologische Sukzessionsstadien oder „Was beeinflusst den Sukzessionsverlauf?“ 27

jetzigen Häufigkeit in der Natur nicht vorkommen würde. Besonders kleinere Altgewässer reagieren auf diese erhöhte Nährstoffzufuhr sehr empfindlich mit beschleunigter Akkumulation von Phytomasse. Sie können innerhalb weniger Jahre ihren ursprünglichen Charakter verlieren. Maßnahmen zur Reduzierung der Nährstoffbelastung sind deshalb unabdingbar (vgl. MURL NRW 1999). An und in Altgewässern kann eine Akkumulation von pflanzenverfügbarem Stickstoff auch direkt oder indirekt durch Symbionten, wie sie mit dem Actinomyceten Frankia alnus im Wurzelsystem der Schwarzerlen (Alnus glutinosa) vorkommen, oder durch im Freiwasser lebende Cyanobakterien, sogenannte „Blaualgen“ beschleunigt werden. Die Vegetation folgt Veränderungen der Trophie mit einer mehr oder weniger deutlichen, zeitlichen Verzögerung. Nach Weyer (o.J.) führte der Übergang des Xantener Altrheins von einem eutrophen zu einem stark polytrophen Gewässer zum Verlust sämtlicher submerser Pflanzengesellschaften. In der Regel geht eine Zunahme der Nährstoffbelastung mit einer Abnahme der Sichttiefe einher, wodurch der Gewässergrund für Gefäßpflanzen unbesiedelbar wird. Da es sich bei natürlichen Altgewässern überwiegend um flache, polymiktische Wasserkörper handelt, können die im Gewässer vorhandenen Nährstoffe nicht in größere Tiefen gelangen und dort dem Nährstoffkreislauf entzogen werden, wie es bei dimiktischen Seen mit einem Wasserkörper von mehr als 6 m Wassertiefe der Fall ist. Nur sehr tiefe Altgewässer der großen Ströme (Elbe, Oder, Rhein, Weser) oder durch Kiesgewinnung übertiefte Altgewässer bauen partiell eine seentypische Schichtung auf. Nur in diesem Fall können durch Ablagerung gebundener Nährsalze dem Wasserkörper Nährstoffe entzogen werden. Die im System „Altgewässer“ vorhandenen Nährstoffe sind deshalb in der Regel in vollem Umfang trophisch wirksam und tragen direkt zur Phytomasseproduktion bei. Dabei fördern hohe Phosphor-Konzentrationen den Chlorophyll-a-Gehalt und reduzieren die Sichttiefe, wodurch das Vorkommen submerser Makrophyten stark eingeschränkt wird (Pott u. Remy 2000). Andere Arten, wie Myriophyllum verticillatum oder viele Characeen haben, unabhängig von der Sichttiefe, generell eine geringe Toleranz gegenüber erhöhten Gesamt-P-Konzentrationen (Päzolt 2007). Untersuchungen an Altwässern der unteren Havel zeigen einen Zusammenhang zwischen Phosphatverfügbarkeit, Phytoplanktonblüte / Chlorophyllgehalt und dem Vorkommen von Ceratophyllum demersum. Demnach verhindert eine frühzeitige Ausbildung dichter Bestände von Ceratophyllum (Abb.2.7) eine Trübung durch Phytoplankton und erzeugt ein Klarwasserstadium (Knösche 2003)

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2 Genese von Altwässern

Abbildung 2.7: Massenentwicklung von Ceratophyllum demersum (Foto: C. Kunz)

In hyper-/polytrophen Gewässern beschleunigt die Sauerstoffarmut der abgelagerten organischen Sedimente die Verlandung, da die Mineralisation stark verringert ist und die anfallende organische Substanz weitgehend erhalten bleibt. Der sich bildende Faulschlamm lässt den Gewässerboden entsprechend rasch aufwachsen. Typische Pflanzenarten poly-/hypertropher Gewässer sind Ceratophyllum demersum, Lemna gibba und großflächige Grünalgenmatten sowie Cyanobakterien-Blüten. Schwach eutrophe bis eutrophe Stillgewässer werden u.a. durch Stratiotes aloides und Salvinia natans gekennzeichnet.

2.2.3 Vegetation und Sukzession Die phytogene Verlandung erfolgt sukzessiv. Sie ist in Art und Umfang stark von der Trophie, der vorherrschenden Strömungsgeschwindigkeit und der umgebenden Vegetation abhängig. Zu Beginn der Vegetationsentwicklung sind in bzw. an einem neu entstandenen Altgewässer noch die fließgewässertypischen Vegetationstypen, wie Rohrglanzgrasröhricht (Phalaridetum arundinaceae) oder Pfeilkrautröhricht ausgebildet, zu denen sich strömungstolerante Hydrophyten gesellen. Mit dem Rückgang oder der Verringerung der Strömung bzw. mit der abnehmenden Häufigkeit ausgeprägter Strömungsspitzen bildet sich die Vegetation um. Eine mit der Sukzession verbundene Verlandung durch organisches Material kann aber erst dann erfolgen, wenn die periodisch oder episodisch auftretenden erosiven Kräfte nicht mehr in der Lage sind, die zwischenzeitlich gebildete Phytomasse und deren organischen Sedimente komplett auszuräumen. Die Vegetation der Altgewässer ist, wie die Gewässervegetation ganz allgemein, azonal (Ellenberg 1996). Die Sukzession von Altgewässern verläuft im Allgemeinen weitgehend gesetzmäßig wie die „normaler“ Stillgewässer als typische Verlandungsserie. Die Verlandungsserie wird durch eine räumliche und zeitliche Abfolge charakteristischer Artenkombinationen bestimmt. Welche Artenkombinationen nacheinander auftreten, hängt weitgehend von Standortfaktoren wie Trophie, Wasserbewegung und Gewässermorphologie ab. In gewissem Rahmen können Zufälle bei der Erstbesiedlung eines Gewässers eine entscheidende Rolle spielen, zum Beispiel durch die Verfügbarkeit von Diasporen. Wichtige

2.2 Altgewässer als ökologische Sukzessionsstadien oder „Was beeinflusst den Sukzessionsverlauf?“ 29

Röhrichtbildner wie Phragmites oder Typha haben die Tendenz, aufgrund raschen, klonalen Wachstums große, zusammenhängende und weitgehend einartige Bestände auszubilden, in die andere Arten kaum einzudringen vermögen. In den mitteleuropäischen Auen wird die Sukzession der schwach bis nicht durchströmten Altgewässer in der Regel mit schwach eutrophen bis eutrophen Verlandungsserien einsetzen, die aus einer typischen, artenreichen Abfolge von untergetauchten Wasserpflanzen, Schwimmblattpflanzen oder Krebsscheren, Röhrichtgürtel, Weide-Faulbaum-Gebüsch und Erlenbruchwald besteht. Die Tauchblattzone, jener Bereich, der nur von submersen Wasserpflanzen besiedelt wird, fehlt allerdings an unbeeinflussten Altarmen, wenn sie eine zu geringe Wassertiefe aufweisen (vgl. LfU BW 2004). In poly-/hypertrophen Gewässern ist das Artenspektrum im aquatischen Bereich dagegen stark eingeschränkt und besteht überwiegend aus monotonen Ceratophyllum demersum-Beständen, die Typha-reichen Röhrichten vorgelagert sind. Letztendlich wird aber bei ungestörtem Sukzessionsverlauf jede Verlandungsserie in einem Bruchwald münden. Die umgebenden, regelmäßig überfluteten Bereiche der mitteleuropäischen Auen werden natürlicherweise durch den (Eschen-)Eichen-Ulmen-Auwald (Querco-Ulmetum) eingenommen. Veränderungen im ober- und unterirdischen Wasserhaushalt wie abnehmende Häufigkeit der Überflutung und fallende Grundwasserstände können eine allmähliche Vegetationsveränderung in Richtung auf Eichen-HainbuchenwaldGesellschaften hervorrufen (Seibert 1962).

2.2.4 Zoogener Einfluss auf Vegetation und Sukzession Der Besatz mit Fischen kann sich auf das Wachstum der Wasserpflanzen auswirken. Bei Anwesenheit karpfenartiger Fische kann es zu direkten Einwirkungen über Fraß oder zu indirekten Einflüssen über Wassertrübung kommen. In beiden Fällen werden Schwimmblattpflanzen positiv selektiert, während submerse Makrophyten weitgehend ausfallen und damit für eine Bewertung (vgl. Kap. 4.4) entfallen. In Gebieten mit Biberpopulationen, wie sie u.a. an der Mittleren Elbe vorhanden sind, kann die Sukzession in Altgewässern durch Biberdämme beeinflusst werden. Die zoogene Steuerung des Wasserstandes kann die Sukzession durch Verringerung der Strömung und eine damit einhergehende verstärkte Sedimentation einerseits beschleunigen. Andererseits kann ein Anstau auch bereits erreichte Sukzessionsstadien, wie Waldstadien, zerstören und auf ein Röhricht- oder Offenwasserniveau zurück werfen (Verbücheln et al. 1995). Beweidung und Mahd der Verlandungsröhrichte können den Umfang des herbstlichen Eintrags von Phytomasse reduzieren und damit den Verlandungsprozess von Altgewässern verlangsamen. Extensive Beweidung der Ufer fördert auch natürliche, aber konkurrenzschwache Röhricht-Gesellschaften, wie das niedrigwüchsige Tannenwedel-Röhricht. Entfällt die Beweidung, setzt die Sukzession in Richtung Wasserschwadenröhricht, Schlankseggenried bzw. Grauweidengebüsch ein.

2.2.5 Zustrom von Grund- , Qualm- und Oberflächenwasser Der meist punktuelle bzw. räumlich begrenzte unterirdische Zustrom von qualitativ besserem Wasser macht sich in unterschiedlicher Weise in der Vegetation von Altgewässern bemerkbar. Bereiche, in denen kühles, CO2-reiches Grundwasser zuströmt, werden häufig durch Vorkommen von Wassermoosen wie Fontinalis antipyretica gekennzeichnet. Wo Auen direkt mit

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2 Genese von Altwässern

sandgeprägten, oligotrophen Terrassensedimenten in Kontakt stehen, führt der Zutritt nährstoffarmen Grundwassers im Uferbereich von Altgewässern zu einem lokalen Ausfall nährstoffliebender Arten und insgesamt zu einer verringerten Produktion von Phytomasse (vgl. Hagemann et al. 2000). Altgewässer, die durch Flutdeiche vom unmittelbar benachbart verlaufenden aktiven Fließgewässer abgetrennt sind, können bereits bei mittleren Hochwasserlagen mit nährstoffärmerem Qualmwasser (Druckwasser) versorgt werden, das leicht zeitverzögert unter den Deichen hindurch in das Altgewässer drückt. Das Qualmwasser hat durch die Bodenpassage in der Regel eine bessere Qualität als das originäre Oberflächenwasser, da es weniger Nährstoffe enthält und fast immer nahezu schwebstofffrei ist. Wenn es dadurch in einem Altgewässerabschnitt zu einer Verbesserung der Wasserqualität und zu einer Vergrößerung der Sichttiefe kommt, dann lässt sich dies häufig an der höheren Diversität der Vegetation und am Auftreten anspruchsvollerer Wasserpflanzen erkennen. Ein entsprechendes Beispiel liefert die Dornburger Alte Elbe im Bereich Mönchsgraben (Abb.2.8), die an ihrem nördlichen Ende direkt vom Hochwasserschutzdeich abgeschlossen wird. Im Vergleich zu angrenzenden Gewässerabschnitten ist hier ist die pflanzliche Artenvielfalt höher - bei gleichzeitig geringerer Phytomasseproduktion.

Abbildung 2.8: Der qualmwasserbeeinflusste Abschnitt eines vollständig vom Hauptstrom abgeschlossenen Altwassers bei Magdeburg (Foto: C. Kunz)

Der Wasserkörper unbeschatteter, flacher und strömungsarmer Altgewässer erwärmt sich im Sommer besonders rasch, wenn auch noch ein durch organische Ablagerungen dunkelgefärbter, nicht reflektierender Gewässergrund hinzukommt oder das Wasser durch Huminstoffe dunkel gefärbt ist. In windgeschützten Lagen ist die rasche sommerliche Erwärmung noch ausgeprägter und begünstigt das Auftreten wärmeliebender Arten, wie Nymphoides peltata oder Trapa natans, wobei letztere erst ab einer Wassertemperatur >20°C zur Blüte kommt (Hegi 1975; Dister 1980). Durchströmte, sommerkalte, klare Altgewässer treten als Sonderform in kiesigen Alluvionen bei starkem Grundwasserzutritt auf. Diese Altgewässer werden im süddeutschen Raum als Gießen bezeichnet, in denen u.a. Groenlandia densa siedelt. In Norddeutschland fehlen in-

2.2 Altgewässer als ökologische Sukzessionsstadien oder „Was beeinflusst den Sukzessionsverlauf?“ 31

zwischen derartige, natürliche, klare, grundwassergeprägte Altgewässer weitgehend. Als vergleichbare Ersatzstandorte in der Aue kommen Auskiesungsgewässer in Betracht, wie der Auesee bei Wesel (LUA NRW 2005). Der Wasserstand von Altgewässern, die vom aktiven Gerinne hydraulisch entkoppelt sind, wird wesentlich vom Grundwasserstand und sonstigen oberirdischen Zuflüssen geprägt (vgl. Jährling 1993; Hartung 2002). Durch Hochwasser induzierte Schwankungen des Grundwasserstandes nehmen dabei mit zunehmender Entfernung vom Fluss ab. Häufig kommt es durch Melioration zu einer Absenkung des Grundwasserstandes im Umfeld von Altgewässern und zu einer dauerhaften Absenkung des Wasserspiegels im Altgewässer. In der Folge beschleunigt sich so die Verlandung und es können sich die betroffenen auentypischen Wälder in ihrer Struktur und Artenkombination langfristig deutlich verändern. Der oberirdische Zustrom von Wasser kann sich einerseits über die Qualität des Wassers und andererseits über den Eintrag von Diasporen auf die Vegetationszusammensetzung auswirken. Außerdem können durch oberirdische Zuflüsse, die in strömungsarme Altgewässer münden, lokal strömungsreichere Zonen entstehen. Hier können sich dann räumlich begrenzt rheobionte Lebensgemeinschaften ausbilden, womit eine lokale Erhöhung der Diversität verbunden ist. Es bleibt allerdings anzumerken, dass eine Vielzahl oberirdischer Zuflüsse eher zu einer Verschlechterung der Qualität der Altgewässer durch Nährstoffeinträge führt.

2.2.6 Wechselnde Wasserstände und Rohbodenstandorte Altgewässer mit stark wechselnden Wasserständen, bei denen periodisch die Ufer trocken fallen, bieten durch die damit verbundene höhere Standortsdiversität einer größeren Anzahl von Pflanzen- und Tierarten Lebensraum. Geringe Wasserstände im Spätsommer begünstigen auf trocken gefallenen schlammigen oder sandig-kiesigen Ufern das Auftreten von nährstoffliebenden Zwergbinsen-Gesellschaften, von Zweizahnfluren und von anderen Amphiphyten. Typische Rohbodenstandorte entstehen auch im Uferbereich von Altgewässern, die in die Hochwasserdynamik der aktuellen Aue eingebunden sind, durch Erosions- und Akkumulationsprozesse, wenn die Ufervegetation zerstört oder Schlamm, Sand und Kies abgelagert werden. Solche primären Rohbodenstandorte sind auch eine Voraussetzung für die natürliche Verjüngung der Weichholzaue. Außerdem entstehen im Uferbereich durch anthropozoogene Trittschäden, so bei Viehtränken und Badestellen, dauerhafte Rohbodenstandorte (vgl. Barth et al. 2000). Mit fortschreitender Verlandung nimmt der Anteil von Rohbodenstandorten sukzessive ab, da einerseits der Einfluss von Erosion rückläufig ist und sich zunehmend geschlossenere Vegetationsdecken ausbilden. Rohbodenstandorte sind also in der Initialphase eher häufig, während sie in der Terminalphase in der Regel fehlen.

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2 Genese von Altwässern

2.2.7 Fragmentierung von Altgewässern Werden Altgewässer durch Querbauwerke fragmentiert, so entwickeln sich einzelne Gewässerabschnitte zum Teil völlig unterschiedlich. Je kleiner die entstandenen Kompartimente sind, desto divergenter können sie sich entwickeln und desto rascher auch verlanden, da die Randeffekte im Verhältnis zur Größe des verbleibenden Wasserkörpers stark zunehmen. Besteht zwischen weitgehend getrennten Abschnitten ein hydraulisches Gefälle, so kommt es im Bereich von Durchlässen lokal zu strömungsreicheren Zonen und zu einer punktuellen Erhöhung der Diversität. Eine Durchgängigkeit innerhalb größerer Altgewässer und zum aktiven Flusslauf ist auch aus vegetationsökologischer Sicht zu fordern, da nur auf diese Weise ein ausreichender Diasporenaustausch mit aktiven Fließgewässerabschnitten sichergestellt wird. So schränkt die räumliche Isolation von Gewässern die Besiedlung durch Hydro- und Helophyten ein, da deren generative und vegetative Diasporen sich vorwiegend hydrochor, also auf dem Wasserwege, ausbreiten, wie z.B. die der Gelben Teichrose (Nuphar lutea), des Pfeilkrautes (Sagittaria sagittifolia), der Wassernuss (Trapa natans) oder des Schwimmenden Laichkrautes (Potamogeton natans) (vgl. Henry et al. 1996; Garniel 2000).

2.2.8 Exposition Die Ausrichtung eines Altgewässers in Bezug auf Schatten und Wind kann erhebliche Auswirkungen auf die Ausbildung der Vegetation und Geschwindigkeit der Sukzession bzw. Verlandung haben. Gehölzgesäumte Altgewässerabschnitte, die in Nord-Süd Richtung verlaufen, haben die günstigste Versorgung mit Sonnenlicht und den geringsten Lichtverlust durch Schattenwurf. Dies fördert die autochthone Phytomassebildung und spielt auch eine wichtige Rolle für den Wärmehaushalt der Gewässer und ist eine Voraussetzung für das Auftreten einiger typischer wärmeliebender Arten. Die „Lebenserwartung“ beschatteter Altgewässer ist theoretisch höher, da sich weniger autochthone Phytomasse im Wasserkörper bildet. Andererseits kann allochthones Falllaub diese Minderproduktion ausgleichen oder sogar deutlich übersteigen. Bei überwiegenden Westwindlagen, wie sie für Norddeutschland häufig sind, wird am östlichen Uferbereich eines Stillgewässers üblicherweise mehr Phytomasse abgelagert, wodurch hier der Sukzessionsprozess beschleunigt werden kann. In Nord-Süd Richtung verlaufenden, schmalen Altgewässerabschnitten mit uferbegleitenden Gehölzen wird die windinduzierte Wasserbewegung reduziert. Knösche (2003) weist auf den Zusammenhang zwischen verminderter Wasserzirkulation, Sauerstoffmangel und erhöhter Phosphat-Remobilisation in kleinen, schmalen und vegetationsumsäumten Altgewässern hin.

2.3 Heutiger Zustand von Altwässern – Sanierungsbedarf

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2.3 Heutiger Zustand von Altwässern – Sanierungsbedarf Christian Kunz 2.3.1 Altwässer in der Kulturlandschaft Ernährung, Wohnen, Verkehrsinfrastruktur, Erholung sind grundlegende Ansprüche einer Gesellschaft, die spezifische Anforderungen an Landschaft erheben. Die Umwandlung von einer Natur- hin zu einer Kulturlandschaft ist die logische Konsequenz. Die ständige Unterhaltung und Pflege anthropogen geschaffener Landschaftsstrukturen ist unabdingbar. Forste dominieren gegenüber natürlichen Wäldern, Seen entstehen künstlich durch die Förderung von Bodenschätzen, Grundwasserleiter werden durch die Grundwasserentnahme und die Bewässerung landwirtschaftlich genutzter Flächen nachhaltig verändert. Nicht zuletzt wird der Flusslauf von Flüssen verändert. Sie werden in neue Flussbetten verlegt. Dem Streben der Natur nach Selbstregulierung muss, um langfristig die Ansprüche einer Gesellschaft an eine Landschaft erfüllen zu können, entgegengewirkt werden. Altwässer sind von dieser „Pflege“ besonders betroffen. Kann ein Fluss sich frei entfalten, so wird er sich das günstigste Bett suchen, das er vorfindet. Verändern sich die Verhältnisse des Abflusses oder des Sedimentaufkommens, so wird der dynamische Fluss ein günstigeres Bett finden – es entsteht ein Altwasser. Der berechtigte Respekt vor Hochwässern schlägt allzu oft in Angst und damit in einen kontraproduktiven Hochwasserschutz um. Die Eindeichung eines Gewässers anstelle der schützenswerten Güter (Dorfstrukturen, Straßen, Bauernhöfe) führt zu neuen Problemen: Hochwasserabflüsse beschleunigen sich und Hochwasserspitzen steigen. Die Verweilzeit des Wassers im Fluss wird kürzer und der Grundwasserleiter kann sich nicht im gewohnten Maß auffüllen. Dies führt oftmals zu Wassermangel in Niedrigwasserzeiten sowohl im Fluss als auch in der umliegenden Kulturlandschaft, da eine Zwischenspeicherung des Wassers im Grundwasserleiter kaum erfolgt. Die durch Eindeichung verloren gegangene Fluss-Aue, im Englischen passend ‚riverfloodplain‘ (also: Fluss-Überflutungsaue), bietet eigentlich bei einem Hochwasserabfluss Platz und Zwischenspeicherung. Diese Speicherung führt zur Entschärfung von Hochwassersituationen. Altwässer spielen dabei eine bedeutende Rolle. Sie wirken als natürliche Polder, die dem Fließgewässer in niederschlagsarmen Zeiten Wasser zur Verfügung stellen. Die Entkopplung und Verkleinerung der Auen führte auch zur Entkopplung der Altwässer, sie liegen nun oft als Totarme hinter dem Deich und haben nur noch selten eine positive Wirkung auf den Wasserhaushalt im Einzugsgebiet von Flüssen. Die Elbe hat etwa 85% der natürlichen Aue eingebüßt, ähnlich verhält es sich mit den in den Auen befindlichen Altwässern. Die Senkenfunktion der Altwässer für Nährstoffe und Sedimente aus der fließenden Welle der Flüsse ist nicht mehr gegeben, die Festlegung, Verkürzung und Beschleunigung des Abflusses erhöht die Sohlschubspannungen in den Flüssen, was die Eintiefung von Fließgewässern vorantreibt. Bestehende Altwässer verlanden in der entkoppelten Aue, neue Altwässer können nicht entstehen. Das Gleichgewicht zwischen Entstehung und Verschwinden dieser besonderen Gewässer in der Aue ist aufgehoben. Weitere Folgen der Umwandlung sind in Tabelle 2.2 aufgeführt.

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2 Genese von Altwässern

Tabelle 2.2: Vielfalt der Funktionen von natürlichen dynamischen Fließgewässer-Auen-Systemen und zunehmender Funktionsverlust im Rahmen der kulturlandschaftlichen Entwicklung und Veränderung von Auenlandschaften (Schreiber 1994) Naturlandschaft

Kulturlandschaftliche Entwicklung

Funktionale Einheit von Fließgewässer und Aue durch Grundwasser- (GW) u. Überschwemmungsdynamik

Zunehmende Entkoppelung der Einheit von Fluss/Bach und Aue, Verlust ihrer vitalen Funktionen durch Begradigung, Vertiefung, Eindeichung: Verlust an natürlichen Retentionsräumen

Bewaldete Einzugsgebiete (EZG): durch hohe Interzeption und Verdunstung (Wald als guter Verdunster) Dämpfung von Hochwasser (HW) -Wellen; relativ geringe Erosion im EZG

Entwaldung vieler EZG, Umwandlung in Ackerflächen, zunehmende Häufigkeit und Stärke von HW-Ereignissen, starke Erosion, Ablagerung von abgespülten Material in Auen, vorher vielfach kiesig-sandige Aueböden erhalten Decklehme meist großer Fruchtbarkeit, starke PhosphatEutrophierung der Gewässer durch Erosionsfrachten nach Zunahme der Mineraldüngung

Lange Fließstrecken und Mäandrieren sorgen für lange Verweildauer des Wassers: Ausschöpfung der natürlichen Reinigungskräfte, landschaftsverändernde u. – formende Sukzessionsreihen einleitende dynamische Wirkung

Durch Begradigung erhöhte Fließgeschwindigkeit, Eintiefung der Gerinne, rasche Wasserabfuhr, Gefährdung der Unterlieger durch Flutwellen, Zwangsläufigkeit weiterer wasserwirtschaftlicher Eingriffe in das System, Fließgewässer ohne landschaftsgestaltende Rolle, statische Festschreibung ohne Beherrschung des Wassers

Hoher GW-Stand, natürlich wechselnde Zonierung der Vegetation durch wechselnde Sedimentation, Häufigkeit und Verweildauer von HW, Entstehung entsprechender Aueböden und Lebensräume für Flora u. Fauna

Absenkung des GW-Spiegels, durch Gerinnevertiefung, Entwässerung von Auen und Niederungen, starke Veränderung der Waldvegetation oder kulturbedingter Ersatzgesellschaften, Wandel: WaldÆ GrünlandÆ AckerÆ große Ackerauen, zunehmender Einsatz von Dünge- u. PflanzenschutzmittelnÆ Nähr- u. Schadstoffeinträge in Gewässer und Meere

Entstehung organischer Böden und entsprechender Biozönosen durch die Flussdynamik u. –morphologie bedingten, meist auenrandlichen Depressionen oder ehemaligen Wasserläufe

Durch Entwässerung, Vererdung und Sackung der organischen Böden, erneute Gefahr der Vernässung bei verringerter Wasserleitfähigkeit mit der Notwendigkeit einer weiteren Grundwasserabsenkung

Ungestörte Geschiebebewegung, vielfach Aufschüttung, insbesondere von Uferwällen, nur lokale flussmorphologisch bedingte Sohlenvertiefung der Fließgewässer

Durch Bauwerke Verhinderung bzw. Behinderung des Geschiebetransportes, verstärkte Tiefenerosion, weitere GWAbsenkung

Breite, auenartige, retentionswirksame Niederungs- und Flussmarschenbereiche in den Ästuaren, relativ geringe Tidebeeinflussung landeinwärts

Durch Eindeichung und Sohlenvertiefung bei Flut weit in das Binnenland eindringendes HW mit zunehmendem Tidehub (Weser bei Bremen: 0,2 m vor 1888, bis 4,1 m heute), soweit nicht durch Bauwerke abgekoppelt Entstehung neuer Bedingungen in Tide beeinflussten Inlandsflüssen

Einheit von Fluss und Aue Hauptverbindungs-, Leit- u. Wanderweg für Flora und Fauna (Biotopverbund), Pflanzenverbreitung durch Wassertransport, geringe Konkurrenz auf jungfräulichen Standorten, gute Wasser- u. Nährstoffversorgung

Verbindungsstruktur durch Umwandlung in Acker- u. Siedlungsflächen und Verlust an Lebensräumen zunehmend und weitläufig unterbrochen

2.3 Heutiger Zustand von Altwässern – Sanierungsbedarf

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Abbildung 2.9: Überformung durch Landwirtschaft und Hochwasserschutz – der Bleddiner Riß südöstlich der Lutherstadt Wittenberg (Foto: D. Remy)

2.3.2 Sanierungsbedarf Die beschriebene besondere Situation der Flüsse mit ihren Auen und Altwässern in der Kulturlandschaft und das gleichzeitige Ziel des Erhaltes der Biodiversität begründen Anstrengungen zum Erhalt der vorhandenen Altwässer von Flüssen. Überlegungen zur Sanierung oder Revitalisierung sind an ein Leitbild gebunden, dass ohne Kompromisse nicht auskommt. So wird es nur in wenigen Fällen möglich oder durchsetzbar sein, Altwässer in die intakten Auen zu verlagern. Die Alterung der Altwässer von der Entstehung (Initialphase) über die Phase der potentiell höchsten Diversität (Optimalphase) bis zur Verlandung durch die natürliche Sukzession (Terminalphase) wird nicht vollständig bei einer Sanierung herzustellen sein. Die Initialphase ist vom vorhandenen Anschluss an das Muttergewässer abhängig, die Optimalphase bedarf einer temporären Überflutung oder Durchströmung. Die Terminalphase ist am einfachsten herzustellen, denn sie ist die Phase, die durch die Veränderung der Landschaft und die Festlegung der Flüsse als logischer Schluss für die noch vorhandenen Altwässer bereits eingetreten ist oder in naher Zukunft eintreten wird. Der Erhalt dieser Phase ist mit ständigen Unterhaltungsmaßnahmen verbunden. Die Optimalphase verfügt über eine hohe Diversität biologischer und morphologischer Komponenten. Verlandungs- und Freiwasserzonen sowie Prall- und Gleithänge sind zu erkennen. Die Pflanzen- und Tierwelt setzt sich aus strömungs- und stillwasserliebenden Arten zusammen, Wasserstandsschwankungen sind normal, temporäre Überflutungen oder gar Durchströmungen sind im Hochwasserfall möglich. Die Besonderheiten der Initial- und der Terminalphase vereinigen sich in der Optimalphase. Solange den Flüssen nicht ihre natürliche Aue zugestanden wird, ist ein Erhalt dieses Lebensraumes für das besondere Artenspektrum (vgl. Kap. 3) der Altwässer notwendig. Die Optimalphase als Vereinigung des jungen und des verschwindenden Altwassers scheint ein geeignetes Leitbild für die Sanierung oder Revitalisierung zu sein.

36

2 Genese von Altwässern

Im Kapitel 1 wurde auf den Sinn von Sanierungsmaßnahmen bereits eingegangen, Sanierungsziele und Sanierungsbeispiele sind im Kapitel 5 dargestellt.

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium Altgewässer sind natürliche Landschaftselemente in den breiteren Auen. Zu den natürlich entstandenen Altgewässern sind im Zuge der anthropogenen Nutzung der Auen durch ingenieurtechnische Maßnahmen wie Laufverkürzungen und Bau von Umfluten, künstliche Altgewässer hinzugekommen. Alle Typen, natürliche wie künstliche, stellen wichtige aquatische Lebensräume in der heutigen, oft weitgehend ausgeräumten Kulturlandschaft dar. Altgewässer beherbergen außerdem zahlreich typische und zunehmend gefährdete Arten und Lebensgemeinschaften.

3.1 Pflanzen Dominique Remy Im Vergleich mit Stillgewässern außerhalb der Aue erschließen sich Altgewässer nicht auf den ersten Blick als spezielle Lebensräume für Pflanzen. Doch solange Altgewässer noch in die dynamischen Prozesse der Aue eingebunden sind, unterliegt ihre Vegetation einem auentypischen Regime, das durch periodische Wasserstandschwankungen, den Wechsel von Strömung und Stagnation, periodische Nährstoffeinträge und periodische Akkumulation/Erosion gekennzeichnet ist. Diese Kombination von Standortfaktoren fehlt der Mehrzahl typischer Stillgewässer. Im Grundsatz sind die Phytozönosen von Altgewässern in der Initialund Optimalphase denen nährstoffreicher Flussseen, das sind strömungsarme, breite Tieflandsgewässer, am stärksten verwandt. Dem Arteninventar von Altgewässern fehlen im Allgemeinen ausgesprochen strömungsliebende Arten sowie oligotraphente Arten und Arten überwiegend kaltstenothermer Standorte. Trotz der starken Prägung der Landschaft durch die anthropogene Nutzung gibt es keine Standardgewässer, die sich ohne weiteres typisieren lassen. So sind auch alle Altgewässer Produkte individueller, genetischer Prozesse und individuell einwirkender, abiotischer und biotischer Standortfaktoren. Abhängig von ihrem jeweiligen abiotischen und biotischen Entwicklungsstadium können die Altgewässertypen aus vegetationskundlicher Sicht vier unterschiedlichen Phasen zugeordnet werden. Dies sind einerseits drei überwiegend aquatische Phasen, die Initial-, Optimal- und Terminalphase, und andererseits eine überwiegend semiterrestrische bis terrestrische Phase, die Postterminalphase (Tab.3.1). In der Initialphase existieren an den Altgewässern noch abiotische und biotische Elemente der vorangegangenen Fließgewässerphase. Die stillgewässerähnliche Optimalphase wird bei mäßigem Nährstoffeinfluss durch relativ klare Wasserkörper mit ausreichender Wassertiefe gekennzeichnet. In der Terminalphase nimmt die Wassertiefe rasch ab und Helophyten sowie Gehölze bestimmen zunehmend das Bild. In der Postterminalphase sind ein permanenter Wasserkörper und aquatisch geprägte Biozönosen weitestgehend verschwunden. Da es sich bei Auen um sehr dynamische Lebensräume handelt, soweit sie nicht durch den Menschen stark überprägt sind, können die genannten Phasen in ihrer abiotische Ausprägung auch zyk-

38

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

lisch auftreten oder einzelne Phasen stark verkürzt sein bzw. ausfallen. So kann die Terminalphase unter Hochwassereinfluss auch wieder in eine Optimalphase übergehen oder die Terminalphase durch raschen Sedimenteintrag fast unmittelbar der Optimalphase folgen. Die biotische Ausprägung der Phasen benötigt Zeit für Einwanderungs- und Etablierungsprozesse und erfolgt gegenüber der abiotische Ausprägung leicht zeitverzögert. Tabelle 3.1: Altgewässertypen und Entwicklungsphasen Typen deutlich durchströmte Altgewässer

Phase Initial-

Altgewässer mit periodischem HW-Einfluss

Optimal- Terminal-

Altgewässer mit episodischem HW-Einfluss

Optimal- Terminal-

tümpelartige Rest-Altgewässer

Terminal- Postterminal-

temporäre Altgewässer / Flutmulden

Postterminal-

völlig verlandete Altgewässer

Postterminal-

Die im folgenden Text aufgeführten Vegetationseinheiten richten sich nach Pott (1995), die Artnamen nach der Standardliste der Farn- und Blütenpflanzen Deutschlands (Wisskirchen u. Haepler 1998).

3.1.1 Durchströmte Altgewässer (Altarm i.e.S.) Bei den fließgewässerartigen Altgewässern handelt es sich entweder um einen sehr jungen Altarm, der noch ober- und unterstromig Anschluss an den Fluss hat und abgeschwächt aber deutlich durchströmt wird, oder um ein Altgewässer mit einem anthropogen gesteuerten Zubzw. Abfluss. In beiden Fällen wird die Vegetation regelmäßig über längere Perioden deutlich durch Strömung geprägt. Dieser Altgewässertyp befindet sich in der Regel in der Initialphase. Er unterliegt den Wasserstandsschwankungen des aktiven Fließgewässers und es bilden sich während sommerlicher Niedrigwasserphasen vegetationsfreie Rohbodenstandorte aus. Da die durchschnittliche Strömung in solchen Gewässern eher mäßig ist und zeitweise ganz ausfällt, haben sie oft den Charakter von trägen Tieflandsflüssen, wie z.B. der Unteren Havel, einem typischen Flusssee. Bei Hochwasserabflüssen können derartige Altgewässer erhebliche Abflussmengen aufnehmen und ableiten. Die regelmäßige Durchflutung verhindert weitgehend eine Verlandung durch Sukzession bzw. verlangsamt die Verlandung. Die Tiefenvarianz solcher Altgewässer kann groß sein und damit sehr unterschiedliche Standorte für die Gewässervegetation bieten. Durch Hochwasser bedingte Erosions- und Akkumulationsprozesse können in diesen Gewässern regelmäßig Rohboden- bzw. Pionierstandorte entstehen (Kleikamp 1996). Der Nährstoffhaushalt wird in erheblichem Umfang durch das aktive Fließgewässer bestimmt, kann aber auch durch Grundwasserzustrom partiell modifiziert werden. Derartige Altgewässer sind überwiegend eutroph, in Sandgebieten auch mesotroph. Ungestörte Altgewässer mit periodisch auftretender Strömung werden durch eine relativ diverse Artenkombination gekennzeichnet, die der potamaler Fließgewässer im Tiefland vergleichbar ist. Als Indiz für das Auftreten von Strömung kann die unterschiedliche Vegetationsausbildung an Prall- und Gleitufern herangezogen werden. In freigestellten Altgewässern der gefällearmen Talungen des Tieflandes tritt zunächst das Arteninventar von

3.1 Pflanzen

39

besonnten Abschnitten der dortigen Fließgewässer auf. Wesentliche vegetationskundliche Merkmale sind das Fehlen strömungsempfindlicher Arten, wie der Weißen Seerose (Nymphaea alba), oder der Krebsschere (Stratiotes aloides) und deren Vergesellschaftungen, während die strömungstolerantere Gelbe Teichrose (Nuphar lutea) (Abb.3.1) bei ausreichendem Lichtgenuss durchaus häufig, zum teil allerdings nur submers, also untergetaucht, auftritt. Unterschiedliche, stark vom Nährstoffangebot abhängige LemnidenVergesellschaftungen sind auf strömungsarme Standorte, wie kleine Buchten oder nasse Röhrichte beschränkt, größere Wasserlinsendecken treten ebenfalls nicht dauerhaft auf. Nur in strömungsarmen Buchten oder Gleitufern vorgelagert kann sich kleinräumig ein meist fragmentarisches Myriophyllo-Nupharetum ausbilden. Kennzeichnend ist dagegen das Vorkommen strömungs- und überflutungstoleranter Röhrichte, wie das Rohrglanzgrasröhricht (Phalaridetum arundinaceae) oder niedrige Wasserkresse-Wasserfenchel-Röhrichte (Rorippa amphibia-Oenanthe aquatica-Gesellschaft) (vgl. Kopecký 1966). Im offenen Wasserkörper überwiegen strömungstolerante Hydrophyten, wie Potamogeton nodosus, Potamogeton pectinatus, Ranunculus fluitans, Sparganium emersum oder submerse Formen von Sagittaria sagittifolia. Die häufig auftretenden Wassersternarten, wie der Flachfrüchtige Wasserstern (Callitriche platycarpa) und der Stumpfkantige Wasserstern (Callitriche cophocarpa) sind typisch für durchströmte Wasserkörper (vgl. Garniel 2000). Die Ufer werden im Idealfall von einer typischen Abfolge aus Salix-Weichholzaue und anschließender, meist allerdings nur noch reliktär ausgebildeter Hartholzaue besiedelt (Pott 1995).

Abbildung 3.1: Teichrose (Nuphar lutea) (Foto: D. Remy)

40

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Rhetolerante Pflanzengesellschaften fließgewässerartiger Altgewässer: x

Sagittario-Sparganietum emersi R. TX. 1953

x

Polygonum amphibium f. natans –Gesellschaft

x

submers flutende Bestände von Sparganium emersum

x

Callitricho hamulatae-Ranunculetum fluitantis Oberd. 1957

Eine Sonderstellung nehmen ständig durchströmte Altgewässer ein, die von stark schüttenden Grundwasserzutritten gespeist werden, wie sie in Form der Gießen u.a. in BadenWürttemberg vorkommen. Diese Gießen sind Altwasser (z.B. am Oberrhein oder Wurzacher Ach), die klares, kaltstenothermes Wasser führen. Sie beherbergen u.a. große Vorkommen der inzwischen seltenen Groenlandia densa.

3.1.2 Stillgewässerartige Altgewässer mit periodischem Hochwassereinfluss (Altwasser i.e.S.) Altgewässer mit periodischem Hochwassereinfluss werden nicht mehr monodirektional durchströmt und haben längere Phasen weitgehend fehlender oder nur sehr schwacher Strömung. Sie gehören in der Regel nicht mehr zur Initialphase, sondern zur Optimal- oder Terminalphase.

3.1.2.1 Einseitig angeschlossene Altgewässer mit periodischem Hochwassereinfluss Nur noch einseitig angeschlossene Altgewässer haben im Jahresverlauf überwiegend den Charakter von Stillgewässern. Der einseitige, oft unterstromige Anschluss an das aktive Fließgewässer ermöglicht einen eingeschränkten, aber meist ganzjährigen Wasseraustausch, eine unmittelbare Einbindung in die Hochwasserdynamik sowie den direkten Austausch von Organismen. Wenn nur eine Verbindung mit dem Hauptgewässer besteht, dann ist die Strömung bei wechselndem Wasserstand bidirektional. Die im überwiegenden Jahresverlauf fehlende kräftige Durchströmung begünstigt den Eintrag und die Ablagerung von Sedimenten sowie stillgewässertypische Verlandungs- und Sukzessionsprozesse. An den großen Strömen gibt es darüber hinaus Altgewässer mit gesteuertem, periodischem Hochwassereinfluss (Abb.3.2). Hier dient die Steuerung dem Hochwasserschutz bzw. dem Erhalt der typischen Auenvegetation, insbesondere des Hartholzauenwaldes (Ulmo-Quercetum).

3.1 Pflanzen

41

Abbildung 3.2: Modernes Einlassbauwerk am Oberrhein (NSG Taubergießen) (Foto: D. Remy)

3.1.2.2 Nicht mehr direkt angeschlossene Altgewässer mit periodischem Hochwassereinfluss Nicht mehr direkt an das Fließgewässer angeschlossene Altgewässer haben überwiegend Stillgewässercharakter und unterliegen in vollem Umfang stillgewässertypischen Sukzessionsprozessen. Ein direkter Wasseraustausch mit dem Hauptgewässer findet nicht mehr ganzjährig statt und der Diasporenaustausch mit dem Hauptgewässer ist zumeist auf die Hochwasserperioden beschränkt. Dieser Gewässertyp kann unabhängig von der Wasserführung des aktiven Fließgewässers deutlichen Wasserspiegelschwankungen unterliegen, abhängig von der Einbindung in das lokale Grund- und Oberflächenwasserregime. Bei Hochwasserabflüssen werden allochthone mineralische Sedimente und Nährstoffe eingebracht, die auf Grund verminderter Schleppkraft vermehrt im Altgewässer abgesetzt werden. Diese mineralischen sowie auch die autochthonen organischen Sedimente werden dann kaum noch durch normale Hochwasserabflüsse erodiert und ausgetragen. Die Wasserqualität wird nicht mehr direkt durch das aktive Fließgewässer beeinflusst. Die Wasserchemie bestimmende Zuflüsse erfolgen über Grundwasser, Niederschläge und Nebengewässer. In Abhängigkeit von der Trophie und der Bildung autochthoner, organischer Sedimente bzw. dem Eintrag mineralischer Sedimente erfolgen Sukzessionsprozesse zum Teil sehr rasch. Die Richtung und Geschwindigkeit der phytogenen Verlandung ist darüber hinaus auch von der Gewässermorphologie abhängig (s. Kap. 2.2). Die Vegetationsabfolge (Verlandungsserie) (Abb.3.3) in einem Altgewässer mit relativ geringen Wasserstandschwankungen im Jahresverlauf entspricht häufig der Vegetationsabfolge in ähnlich tiefen, eutrophen Weihern (Flachseen) (Brock et al. 1987). Erst ab einer Wassertiefe von 1-2 Metern existiert eine ausreichend dimensionierte Freiwasserzone, die eine gut ausgebildete, submerse Laichkrautzone beherbergen kann. In Richtung Ufer, mit abnehmender Wassertiefe, folgt die Schwimmblattzone, die uferseitig von ein- bis mehrschichtigen Gesell-

42

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

schaften aus Wasserlinsen (Pleustophyten-Vergesellschaftungen) begleitet wird. Diese Pleustophyten durchdringen auch die Röhrichtgesellschaften in der Flachwasserzone. Im semiterrestrischen Bereich schließt sich ein geschlossener Röhrichtgürtel, gefolgt von einem zur Weichholzaue gehörenden Weiden-Faulbaumgebüsch, an. In Altgewässern mit starken Wasserstandsschwankungen grenzen die Schwimmblatt- und Röhrichtzone oft nicht unmittelbar aneinander, vielmehr wird diese Übergangszone von Amphiphyten besiedelt, die sowohl unter aquatischen als auch unter terrestrischen Bedingungen überleben können. Während der sommerlichen Niedrigwasserphase bilden sich hier auf frei gefallenen, schlammigen oder sandig-kiesigen, unbeschatteten bis halbschattigen Ufern Zweizahnfluren und Zwergbinsengesellschaften mit Arten wie Cyperus fuscus, Peplis portula, Eleocharis acicularis.

Abbildung 3.3: Verlandungsserie in einem Altwasser des Optimalstadiums (Foto: D. Remy)

Kennzeichnend sind überwiegend strömungsempfindliche Vergesellschaftungen. Die Freiwasserzone wird von submersen Makrophyten eingenommen, wie Potamogeton lucens, Potamogeton perfoliatus, Myriophyllum spicatum, die als Schwaden vom Gewässergrund bis unter die Wasseroberfläche aufsteigen. Eine typische Art strömungsfreier Gewässer ist Ranunculus circinatus. In klaren Gewässern der Optimalphase wird die mehrschichtige Schwimmblattzone an der Wasseroberfläche von der Gesellschaft der Weißen Seerose (Myriophyllo-Nupharetum) dominiert, während der Gewässergrund von niedrigwüchsigen, rasenartigen Beständen eingenommen wird, die u.a. von Elodea-Arten, Kleinlaichkräutern, wie Potamogeton pusillus, oder der Nadelbinse (Eleocharis acicularis) aufgebaut werden. Bei überwiegend trüben, stark eutrophen Gewässern entfällt die untere Vegetationsschicht auf Grund von Lichtmangel. Die flach einfallenden Ufer werden ab einer Wassertiefe von wenigen Zentimetern von Röhrichten eingenommen. Es dominiert allgemein das Schilfröhricht (Scirpo-Phragmitetum). Die Dichte und Höhe der Phragmites australis-Bestände ist stark nährstoffabhängig und nimmt

3.1 Pflanzen

43

mit ansteigendem Nährstoffangebot zu. Stark eutrophe Gewässer weisen einen hohen Anteil von Rohrkolben (Typha spp.) innerhalb des Schilfröhrichts auf. Ist die Nährstoffbelastung nur mäßig, dann sind die Röhrichte artenreicher. Ihnen vorgelagert tritt lokal der Tannenwedel (Hippuris vulgaris) auf. Häufig sind auch der Igelkolben (Sparganium emersum, Sparganium erectum), der Kalmus (Acorus calamus), der Gilbweiderich (Lysimachia thyrsiflora, L. vulgaris), die Schwertlilie (Iris pseudacorus) oder die Schwanenblume (Butomus umbellatus) (Abb.3.4) in den Röhrichten vertreten.

Abbildung 3.4: Die Schwanenblume (Butomus umbelatus) (Foto: D. Remy)

An flachen, schlammigen Ufern eutropher Altwässer mit stärker wechselnden Wasserständen wird das Schilf häufig durch den Wasserschwaden (Glyceria maxima) verdrängt. Da Phragmites australis auf stärkere Strömung und stark wechselnde Wasserstände empfindlicher als Glyceria maxima reagiert, bildet der Große Flutschwaden neben dem Rohrglanzgras (Phalaris arundinacea) oft typische Röhrichte im Bereich periodisch durchströmter Auengewässer (vgl. Burkhart et al. 2003). Weiterhin treten in regelmäßig überschwemmten Uferzonen Elemente der Weichholzaue auf, wie Mandel,- Korb- und Silberweide (vgl. Kleikamp 1996). An beweideten Ufern werden das Schilfröhricht und die Weidengebüsche häufig durch einen Gürtel aus Großseggen, Rohrglanzgras oder Knickfuchsschwanzrasen ersetzt. Eine periodisch auftretende stärkere Durchströmung kann die dauerhafte Ansiedlung einiger extrem strömungsempfindlicher Arten verhindern. Dies betrifft sowohl Hydrophyten, wie die Krebsschere (Stratiotes aloides), als auch Helophyten, wie Carex-Arten. Der Verlust von pleustophytischer, also nicht verwurzelter Arten, wie der Krebsschere oder des Schwimmfarns (Salvinia natans), kann bereits durch singuläre Durchströmungsereignisse ausgelöst werden, während strömungsempfindliche aber verwurzelte Helophyten normalerweise nur durch mehrfache Störungen verdrängt werden. Die fließgewässertypische Weichholzaue aus Weiden kann beim Wegfall der Fließgewässerdynamik und bei Versumpfung der Ufer durch Erlen (Alnus glutinosa) ersetzt werden. Die dann weitgehend verlandeten Ufer, wie auch sehr flach einfallende Ufer, werden zumeist von

44

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

krautreichen Erlenbruchwäldern vom Typ des Carici elongatae-Alnetum glutinosae eingenommen. An hohen, steil einfallenden Uferböschungen können die gebietstypischen Wälder mineralischer Böden fast unmittelbar an das Gewässer angrenzen. Zum Teil haben diese uferbegleitenden Wälder, je nach Exposition, entscheidenden Einfluss auf das Sukzessionsgeschehen, da sie den Lichthaushalt eines Gewässers durch Schattenwurf und den Nährstoffhaushalt durch Laubeintrag wesentlich beeinflussen können. Pflanzengesellschaften mesotropher bis schwach eutropher, strömungsarmer Altgewässer der Optimalphase: x

Myriophyllum alterniflorum-Gesellschaft

x

Sparganietum minimi Schaaf 1925

x

Potamogeton natans-Gesellschaft

x

Characeen-Rasen

Pflanzengesellschaften eutropher, strömungsarmer Altgewässer der Optimalphase: x

Myriophyllo verticillati -Nupharetum luteae (W. Koch 1926) Hueck 1931

x

Najadetum minoris Ubriczy (1948) 1961

x

Potamogetonetum lucentis Hueck 1931

x

Potamogetonetum perfoliati W. Koch 1926 em. Pass. 1964

x

Ranunculetum circinati Sauer 1937

x

Polygonum amphibium f. natans -Gesellschaft

x

Lemna minor-Decken

x

Spirodeletum polyrhizae W. Koch 1954 em. R. TX et Schwabe 1974

x

Spirodelo-Salvinietum natantis Slavn. 1956

x

Butometum umbellati Konczak 1968

x

Scirpo-Phragmitetum W. Koch 1926

x

Scirpetum lacustris (All., 1922) Chouard 1924

Pflanzengesellschaften periodisch trocken fallender Ufer der Optimal- und Terminalphase: x

Juncus bufonius-Gesellschaft

x

Eleocharito-Hippuridetum Pass. 1955

x

Cypero fusci-Limoselletum aquaticae (Oberd. 1957) Korneck 1960

x

Cyperetum flavescentis W. Koch ex Aichinger 1933

x

Rorippa amphibia-Gesellschaft

Im Unterschied zu Altgewässern der Optimalphase sind Altgewässer oder Altgewässerabschnitte der Terminalphase immer relativ flach. Kennzeichnend sind sehr strömungsempfindliche Vergesellschaftungen, wie die Krebsscherengesellschaft (Stratiotetum aloides) bei Wassertiefen bis zu 2 m, die Vorkommen der Seekanne (Nymphoides peltata) bei

3.1 Pflanzen

45

einer Wassertiefe zwischen 50 und 150 cm, die Wassernussgesellschaft (Trapetum natantis) sowie Vorkommen der Wasserfeder (Hottonia palustris), des Südlichen Wasserschlauchs (Utricularia australis) oder großflächige Teichlinsendecken unterschiedlicher Lemna-Arten. Pflanzengesellschaften einer frühen, schwach eutrophen bis eutrophen Terminalphase: x

Trapetum natantis Th. Müll. et Görs 1960

x

Nymphoidetum peltatae Bellot 1951

x

Stratiotetum aloidis (Rübel 1920) Now. 1930

x

Utricularietum vulgaris (Sóo 1928) Passarge 1961

x

Lemnetum trisulcae (Kelhofer 1915) Knapp u. Stoffers 1962

x

Ricciocarpetum natantis (Segal 1963) R. TX. 1974

x

Azolla filiculoides-Gesellschaft

x

Riccietum fluitantis Slavinic, 1956 em. R. TX. 1974

Für schwach eutrophe bis eutrophe Altgewässer mit Stillwassercharakter ist eine artenreiche Verlandungsserie anzustreben, wie sie in der Optimalphase und im Übergang von dieser zur Terminalphase auftritt. Im Idealfall beinhaltet dieser Typ neben den gewöhnlichen Schwimmblattarten vom Typ des Myriophyllo-Nupharetum schon eine gut ausgebildete KrebsscherenGesellschaft, die von entscheidender Bedeutung als Laichhabitat für einige Libellenarten ist (vgl. Kap. 3.5). Das Vorhandensein einer Stratiotes aloides-Gesellschaft in Kombination mit Lemna trisulca ist in der Regel Kennzeichen für eine gesättigte Pflanzenvergesellschaftung mäßig eutropher Standorte mit relativ klarem Wasser und großer Sichttiefe (vgl. Walther 1977). In der amphibischen Uferzone sommerwarmer, meso-eutropher Altgewässer der ozeanisch geprägten Stromtäler siedelt das niedrigwüchsige und konkurrenzschwache TannenwedelRöhricht (Hippuris vulgaris), das durch extensive Beweidung gefördert wird (Verbücheln et al. 1995). Besonders flach einfallende, meist schlammige Ufer mit starken Wasserstandsschwankungen werden durch Vorkommen von der Wasserkresse (Rorippa amphibia) gekennzeichnet (vgl. Bleeker 2002).

46

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Abbildung 3.5: Trapa natans im Kühnauer See bei Dessau (Foto: D. Remy)

Sehr empfindliche Arten, wie Trapa natans (Abb.3.5), können durch ungünstige Wasserstände in wichtigen Entwicklungsphasen, wie ausgeprägte Frühjahrshochwasser oder sommerliches Trockenfallen, sowie durch starke Eutrophierung und Verschlammung gefährdet werden (vgl. LfU BW 2004). Andererseits nennt Baumann (1985) gerade besonders eutrophe und verschmutzte Altarme als Standorte von Trapa natans, mit deren Auftreten oft ein langsames Verschwinden der restlichen Schwimmblattgesellschaften verbunden sei. Da mit fortschreitender Sukzession Faulschlamm angereichert wird, kommt es im Übergang von der Optimalphase zur Terminalphase und verstärkt in der Terminalphase sukzessive zu einer Dominanz sapropelverträglicher Arten. Die Bildung von Faulschlamm führt zu einem anaeroben Milieu im und über dem Substrat (Cristofor et al. 2003). Dies fördert wurzellose Arten und solche, die ausgeprägte Aerenchyme in ihren Wurzeln und Rhizomen besitzen (Pott u. Remy 2000). Sapropelverträgliche Arten: x

Ceratophyllum demersum

x

Elodea canadensis

x

Nuphar lutea

x

Nymphoides peltata

x

Potamogeton obtusifolius

x

Trapa natans

Erheblicher Sanierungsbedarf besteht bei strömungsarmen Gewässern mit weitgehender Monodominanz von Ceratophyllum demersum und sommerlichen Cyanobakterien-Blüten. Die hohe Phytomasseproduktion beschleunigt den Verlandungsvorgang und lässt in den

3.1 Pflanzen

47

Sommermonaten, in Kombination mit Algenblüten, ein nächtliches Sauerstoffdefizit mit einhergehendem Absterben sauerstoffliebender Arten erwarten. Pflanzengesellschaften einer späten, poly-/hypertrophen Terminalphase: x

Ceratophyllum demersum-Dominanzgesellschaft

x

Lemnetum gibbae Miyaw. et J. Tx. 60

3.1.3 Stillgewässerartige Altgewässer mit episodischem Hochwassereinfluss (Altwasser i.e.S.) Altgewässer mit episodischem Hochwassereinfluss sind in der Regel anthropogenen Ursprungs und in den heutigen Auen sehr häufig anzutreffen. Durch Deiche oder durch die Verlegung bzw. durch Sohlerosion und damit verbundene Eintiefung des aktiven Flusslaufes sind diese Altgewässer praktisch vollkommen von der Hochwasserdynamik und dem natürlichen Grundwasserregime der Aue abgekoppelt worden. Dieser Altgewässertyp steht nur noch episodisch, bei extremen Hochwasserereignissen mit der Aue in Kontakt und wird auch dann nicht mehr merklich durchströmt, sondern ist Teil einer großen Überschwemmungsfläche. Sie entsprechen weitestgehend auenfernen Stillgewässern. Dieser Altgewässertyp unterscheidet sich hydrologisch bei Grundwasserkontakt am wenigsten von „normalen“ flachen Stillgewässern, wie sie außerhalb der Aue vorkommen. Als vegetationskundliches Unterscheidungsmerkmal gegenüber „normalen“ Stillgewässern kann in diesem Zusammenhang das Vorkommen von Stromtalpflanzen gewertet werden (s. Tab.3.2). Als Stromtalpflanzen werden solche Arten bezeichnet, die eine weitgehende Bindung an Stromtäler haben und häufig auch wärmeliebend sind (Müller-Stoll et al. 1962). Wärmeliebende Arten bevorzugen windgeschützte, flache Wasserkörper mit dunklem Untergrund und lokalklimatisch begünstigte Regionen mit erhöhter Sonnenscheindauer, z.B. Mittlere Elbe, Oberrhein, Niederrhein. Altgewässer können auch außerhalb von Zeiten mit Hochwassereinfluss extreme Wasserstandschwankungen aufweisen. Wenn sie kaum Grundwasseranschluss haben oder nicht von Nebengewässern gespeist werden, fallen die Ufer in niederschlagsarmen Zeiten trocken. Dieser Altgewässertyp kann sich in der Optimal- und Terminalphase sowie der beginnenden Postterminalphase befinden. Tabelle 3.2: Stromtalpflanzen aquatischer und semiaquatischer Standorte (Siedentopf 2005; Schmidt u. Heinrichs 1999)

Aldrovanda vesiculosa

Marsilea quadrifolia

Ricciocarpus natans

Azolla filiculoides

Najas marina

Salvinia natans

Corrigiola litoralis

Najas minor

Scutellaria hastifolia

Crassula aquatica

Nymphoides pelata

Typha minima

Euphorbia palustris

Oenanthe fluviatilis

Zannichellia palustris

Hippuris vulgaris

Potamogeton nodosus

48

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

3.1.4 Tümpelartige Rest-Altgewässer Am Ende der Terminalphase verbleiben kleine, separierte Wasserkörper mit dem Charakter von Tümpeln im Bereich des ehemaligen Altgewässerverlaufs. Bei Grünlandnutzung werden diese Gewässer von lichtliebenden Pflanzengesellschaften eutropher Kleingewässer besiedelt. Bei geringer oder fehlender Beschattung dominieren häufig Wassersternarten (Callitriche spec.), Hahnenfußarten (Ranunculus aquatilis, R.. peltatus), schmalblättrige Laichkrautarten (Potamogeton pusillus, P. obtusifolius) und Kleinröhrichte mit der Sumpfkresse (Rorippa amphibia), dem Wasserfenchel (Oenanthe aquatica) oder dem Froschlöffel (Alisma plantagoaquatica). Bei unterbleibender Nutzung entwickeln sich bruchwaldartige Strukturen, u.a. mit schattenertragenden Pflanzengesellschaften, wie der Wasserfeder (Hottonia palustris) oder der Sumpf-Schlangenwurz (Calla palustris).

3.1.5 Temporäre Altgewässer / Flutmulden (Kleingewässer der Aue) Neben permanent wasserführenden kommen häufig auch temporär wasserführende Altgewässer vor, wie bereits weitgehend verlandete Altgewässer, Flutmulden und -rinnen (Abb. 3.6), die bei sinkenden Wasserständen trocken fallen. Sie haben in der Regel den Anschluss an das Grundwasser verloren und führen nur nach Hochwasserständen oder Starkregenereignissen periodisch oder auch nur episodisch für wenige Wochen bis zu mehreren Monaten Wasser. Sie bilden einen wichtigen Lebensraum für amphibische Pflanzengesellschaften und bieten Laichhabitate für Amphibien. Durch den Eintrag von Nährstoffen bei Hochwasser sind sie überwiegend eutroph. Dieser Gewässertyp ist der Postterminalphase zuzurechnen.

Abbildung 3.6: Flutrinne im NSG Saalberghau (Foto: D. Remy)

3.1 Pflanzen

49

Die jeweilige Vegetationsausbildung hängt wesentlich von der Nutzung, der Verfügbarkeit von Licht und dem Verhältnis von Überflutungsdauer zur Dauer der Trockenperiode ab. Unter ungünstigen Lichtverhältnissen etabliert sich überhaupt keine oder nur eine sehr schüttere Vegetation, ähnlich der Situation von Schlenken in Bruchwäldern. Der Gewässerboden wird dann von wenig zersetztem Falllaub und Ästen bedeckt, die den Faulschlamm überlagern. Überwiegt an unbeschatteten Flutmulden die terrestrische Phase deutlich die aquatische Phase, dann sind Flutrasen oder Röhrichte ausgebildet. Bei einem deutlichen Überwiegen der aquatischen Phase entstehen eher amphibische Kleinröhrichte. In qualmwasserbeeinflussten Flutmulden mit wasserstauendem Untergrund, die in extensiv genutztem Grünland liegen, entwickeln sich aus Röhricht- und Flutrasengesellschaften kleinräumig stark differenzierte Vegetationskomplexe. Dabei werden die am längsten überfluteten Bereiche von Wasserhahnenfuß-Gesellschaften (Ranunculetum peltati, Ranunculuetum aquatilis), vom Riesenschwaden-Röhricht (Glycerietum maximae) oder einem Schilfröhricht besiedelt. Bei stärkerem Beweidungseinfluss treten Knickfuchsschwanzrasen (Ranunculo-Alopecuretum geniculati) auf. Etwas höher am ehemaligen Ufer siedelt das Schlankseggen-Ried (Caricetum gracilis), dem oberhalb Rohrglanzgras-Röhricht (Phalaridetum arundinaceae) folgen kann. Amphibische Pflanzengesellschaften temporärer Altgewässer / Flutmulden und der Ufer aller Altgewässerphasen: x

Ranunculetum peltati (Segal 1967) Weber-Oldecop 1969

x

Ranunculetum aquatilis Sauer 1945

x

Hottonietum palustris R. TX., 1937

x

Calletum palustris (OSV. 1923) van den Berghen 1952

x

Veronico-Beruletum erecti (Roll 1939) Pass. 1982

x

Glycerietum maximae Hueck. 1931

x

Scirpo-Phragmitetum, W. Koch 1926; häufig als Pharagmites australis-Fazies

x

Caricetum gracilis Almquist 1929

x

Ranunculo repentis-Alopecuretum geniculati R. TX. 1937

x

Phalaridetum arundinaceae Libbert 1931

3.1.6 Völlig verlandete Altgewässer Soweit der Grundwasserstand einer Aue nicht stark abgesenkt ist, steht in völlig verlandeten Altgewässern das Grundwasser auch im Sommerhalbjahr bis unmittelbar unterhalb der Bodenoberfläche an (Trautmann u. Lohmeyer 1960). Derartige Standorte werden durch zahlreiche Nässezeiger in der Krautschicht charakterisiert. Die Ausbildung der Baumschicht ist stark substratabhängig. Während organische Substrate (Niedermoortorfe) einen Erlenbruchwald (Abb.3.7) tragen, können durch Sand und Kies verfüllte Altgewässer durch feuchte Ausbildungen eines Eichenauenwaldes (Querco-Ulmetum) gekennzeichnet werden. In frühen Stadien der Postterminalphase dominieren dichte Röhrichte.

50

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Abbildung 3. 7: Postterminalphase – Erlenbruchwald (Foto: D. Remy)

Pflanzengesellschaften verlandeter eutropher Altgewässer und der Ufer früherer Phasen: x

Caricetum gracilis Almquist 1929

x

Caricetum paniculatae Wangerin 1916 ap. V. Rochow 1951

x

Caricetum rostratae Rübel 1912

x

Caricetum vesicariae Chouard 1924

x

Caricetum vulpinae Sóo 1927

x

Caricetum elatae W. Koch 1926

x

Cicuto virosae-Caricetum pseudocyperi Boer et Siss. 1942

x

Scirpus sylvaticus-Gesellschaft

x

Valeriano-Filipenduletum Sissingh in Westhoff et al. 1946

x

Salicetum triandro-viminalis (Malcuit 1929) R. TX. 1948

x

Carici elongatae-Alnetum glutinosae W. Koch 1926 ex. R. TX. 1931

3.2 Plankton

51

3.2 Plankton Uta Langheinrich Die Zusammensetzung der Planktonbiozönose eines Altgewässers hängt von mehreren biotischen und abiotischen Faktoren ab. Neben der natürlichen Variabilität der taxonomischen Zusammensetzung unterliegt auch in diesen Gewässertypen die Phytoplanktonbiozönose einer saisonalen Dynamik.

Biovolumen (mm³/l)

Die Abbildung 3.8 zeigt am Beispiel eines Bereiches der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg die Verschiebung sowohl der Dominanzverhältnisse als auch der Biovolumina zwischen Sommer und Frühjahr. Während im Sommer die Chlorophyceae mit über 60% des Biovolumens neben 30% Bacillariophyceae dominieren, tritt im Frühjahr eine ChrysophyceaeMassenentwickung durch Synura uvella auf. 5,00 4,00 3,00 2,00 1,00 0,00 Pechauer Siel 8.8.06 Chlorophyceae Chryptophyceae Dinophyta

Pechauer Siel 19.3.08

Bacillariophyceae Cyanophyceae

Chrysophyceae Euglenophyta

Abbildung 3.8: Biovolumen und „Algenklassen“-Zusammensetzung einer Sommer- und einer Frühjahrsstichprobe an der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg

Im Jahresmittel beträgt das Phytoplankton-Gesamtbiovolumen der Dornburger Alten Elbe 3 mm³/l. Anhand dieser geringen Größenordnung wird deutlich, dass das Phytoplankton in diesem Altgewässer nicht das dominierende floristische Element darstellt. Entsprechend gering fallen auch die Biovolumina der einzelnen Algenklassen aus (Abb.3.9).

52

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Dinophyta Euglenophyta Cyanophyceae Chryptophyceae Chrysophyceae Bacillariophyceae Chlorophyeae 0,00

0,20

0,40

0,60

0,80

1,00

1,20

1,40

Biovolumen (mm³/L) [mm³/l] Biovolumen

Abbildung 3.9: Biovolumina einzelner Algenklassen an 10 Abschnitten der Dornburger Alten Elbe im Sommer 2006

Altgewässer können je nach Lage in der Aue einen Stand-, Still- oder Fließgewässerzustand einnehmen (s. Kapitel 3.1). Durch Deiche entkoppelte Gewässer sind als Seen zu betrachten. Altwässer in der Aue werden bei Hochwasserereignissen temporär durchströmt, einseitig angeschlossene Altarme zeigen einen Stillgewässercharakter und beidseitig angeschlossene Altarme werden vom Fließgewässer geprägt. Damit stellen die Strömungsverhältnisse einen weiteren Einflussfaktor auf die Planktonbiozönose dar. In der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg dominieren die Standgewässerarten des Phytoplanktons. 33 Prozent der nachgewiesenen 70 Arten bzw. Taxa sind nach Mischke et al. (2008) sowie Mischke und Behrend (2007) als Indikatortaxa für Standgewässer eingestuft, nur 7 Prozent als Fließgewässerindikatoren. Für den Aufbau stabiler Populationen von Zooplanktern mit geringeren Reproduktionsraten (Cladoceren und Copepoden) sind Stillwasserzonen wie Altarme und strömungsberuhigte Buhnenfelder von Bedeutung (Scholz et al. 2005). Tabelle 3.3: Chlorophyll a - Konzentrationen verschiedener Altgewässer Chlorophyll a -

1

Dornburger Alte Elbe1

entkoppelte Altwässer im Bereich Dessau- Roßlau2

Konzentration (μg/l)

entkoppelter Bereich

zeitweise durchströmter Bereich

Mittelwert

10,2

7,4

34,3

Minimum

1,1

2,4

0,3

Maximum

51,2

13,1

307

Standardabweichung

14,8

4,8

53,3

2006/2007 18 Stichproben Frühjahr/Sommer; 2 04 - 11/1998 35 Stichproben

Der Einfluss der Strömungsverhältnisse wird auch bei der als Äquivalent für die Planktonbiomasse genutzten Chlorophyll a - Konzentration deutlich. In den seenähnlichen Altgewässern im Bereich Dessau-Roßlau treten deutlich höhere Konzentrationen als in zu-

3.2 Plankton

53

mindest temporär durchströmten Gewässern auf. Bis auf Ausnahmen bei sehr geringen Wasserständen und hohen Wassertemperaturen handelt es sich bei diesen um makrophytenreiche Klargewässer. Folgende Arten bzw. Taxa wurden in der Dornburger Alten Elbe besonders häufig nachgewiesen: x

Chlorophyceae: Closterium acutum variable, C. kützingii, C. monoliferum, C. pronum, Pediastrum tetras, Scenedesmus quadricauda

x

Bacillariophyceae: Cymbella spp., Fragillaria crotonensis, F. dilatata, F. ulna, F. ulna var. acus, Melosira varians, Navicula spp., Nitzschia acicularis, Pinnularia spp., Stauroneis spp.

x

Cyanophyceae: Limnothrix redecki, Microcystis flos-aquae, Planktothrix agardhi

x

Chrysophyceae: Tribonema vulgare

x

Chryptophyceae: Cryptomonas ovata

x

Euglenophyta: Phacus pleuronectes

Hierbei handelt es sich vorwiegend um Ubiquisten, die auch in nährstoffreichen Gewässern wie Seen, Teichen und Gräben auftreten.

Abbildung 3.10: Kokkale Grünalgen und Kieselalgen der Dornburger Alten Elbe im Bereich Mönchsgraben (September 2006, Lugols-Fixierung, 50 ml Absetzvolumen) (Foto: U. Langheinrich)

Die mit natürlichen oder beschleunigten Alterungsprozessen einhergehenden Veränderungen der Nährstoffverhältnisse üben neben morphologischen, klimatischen und einzugsgebietsabhängigen Faktoren einen weiteren erheblichen Einfluss auf das Phytoplankton von Altgewässern aus. Eine Zuordnung einzelner Arten zu den verschiedenen Alterungsstadien erscheint nach derzeitiger Datenlage jedoch nicht möglich.

54

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Abbildung 3.11: Fadenförmige Blaualgen, Kiesel- und Jochalgen der Dornburger Alten Elbe bei Plötzky (August 2006, Lugols-Fixierung, 50 ml Absetzvolumen) (Foto: U. Langheinrich)

3.3 Fische

55

3.3 Fische Otfried Wüstemann Flussbegleitende Auenstillgewässer (Altarme, Altwässer) tragen zur Lebensraumheterogenität bei und sind insbesondere im Potamal, d. h. im Mittel- bis Unterlauf größerer Flüsse in der Regel die Grundvoraussetzung für eine hohe Fischartendiversität. Nur in einem vielfältigen Habitatmosaik kann auch eine vielfältige Fischfauna existieren. Die fischökologische Bedeutung intakter Auengewässer liegt insbesondere darin begründet, dass typische limnophile Fischarten des Potamals größerer Flüsse, deren gesamter Lebenszyklus in den Auengewässern stattfindet, vielfältig strukturierte intakte Gewässer benötigen, um langfristig stabile Populationen ausbilden zu können. Auf Grund des Rückgangs solcher Auengewässer sind die auf diese Gewässer spezialisierten Arten wie Karausche (Carassius carassius), Moderlieschen (Leucaspius delineatus) und Schlammpeitzger (Misgurnus fossilis) in ihren natürlichen Lebensräumen bereits stark gefährdet. Aber auch rheophile Fischarten benötigen gut strukturierte Auengewässer vor allem als Laich- und Überwinterungshabitat. Nach Kammerad (2001) nutzen die für die Mittelelbe (Sachsen-Anhalt) landschaftsraumbedeutsamen Arten Schlammpeitzger, Steinbeisser (Cobitis taenia), Bitterling (Rhodeus amarus), Zope (Abramis ballerus), Ukelei (Alburnus alburnus), Kaulbarsch (Gymnocephalus cernuus), Aland (Leuciscus idus), Quappe (Lota lota), Aal (Anguilla anguilla), Wels (Silurus glanis) und Zander (Sander lucioperca) Altwässer als Lebensraum, wobei Zope und Rapfen (Aspius aspius) vorwiegend große Altwässer oder Altwasserketten besiedeln und der Zander nur in großen trüben Altwässern vorkommt. Ebenfalls auf Altwässer angewiesen sind Hecht (Esox lucius) und Güster (Abramis bjoerkna). Ebel (2006) konnte bei Untersuchungen an der Alten Elbe bei Magdeburg insgesamt 17 Fischarten nachweisen, von denen 8 Arten in der Roten Liste der Bundesrepublik Deutschland, 6 in der Roten Liste des Landes Sachsen-Anhalt und 2 in der FFH-Richtlinie ausgewiesen sind. Es wurden sowohl Altarme innerdeichs als auch Altwässer außerdeichs in verschiedenen Verlandungsstadien untersucht. Eine Zuordnung der nachgewiesenen Arten zu den verschiedenen Strömungsgilden zeigte, dass von den 17 im Untersuchungsgebiet nachgewiesenen Arten 9 eurytop, 4 limnophil und 4 rheophil waren. Die Anzahl der rheophilen und limnophilen Arten korrelierte mit dem Anbindungsgrad des jeweils untersuchen Altwassers an das Hauptgewässer (Stromelbe). Je geringer der Anbindungsgrad war, desto höher war die Zahl der limnophilen Arten, wogegen sich die Anzahl der eurytopen (strömungsindifferenten) Arten im jeweiligen Lebensraumtyp nur unwesentlich unterschied. Am weitaus häufigsten waren die eurytopen Arten Plötze (Rutilus rutilus) und Flussbarsch (Perca fluviatilis), auf die 35,6 % und 27,2 % aller nachgewiesenen Individuen entfielen. Regelmäßig mit Dominanzen von 1,8 % bis 8,9 % traten folgende Fischarten im Gesamtfang auf: Aland, Blei (Abramis brama) (Abb.3.12), Güster, Hecht, Moderlieschen, Rotfeder (Scardinius erythrophthalmus), Schleie (Tinca tinca) (Abb.3.13), Steinbeißer und Ukelei. Vereinzelt nachzuweisen, mit einem Individuenanteil von 0,2 % bis 0,4 % am Gesamtfang, waren die Arten Aal, Kaulbarsch, Karausche ( Abb.3.14), Rapfen, Zander und Zope. Vor allem limnophile Fischarten, die die Strömung meiden, sind in Flussläufen, in denen natürliche, reich strukturierte und strömungsarme Uferbereiche fehlen, im besonderen Maße auf Altwässer angewiesen. Eurytope Fische, wie zum Beispiel die Plötze und der Flussbarsch sind auf Grund der heterogenen Lebensraumnutzung nicht direkt auf Auenstillgewässer an-

56

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

gewiesen, nutzen diese aber zumindest zeitweise zur Fortpflanzung. Zahlreiche limnopare (ruhigwasserlaichende) und limnophile Fischarten wie z. B. Moderlieschen, Rotfeder, Schleie, Karausche und Karpfen (Cyprinus carpio) nutzen ausschließlich Altgewässer zur Fortpflanzung. Auenstillgewässer bilden somit die Voraussetzung dafür, dass sich in einem Flusssystem eine heterogene Fischartengemeinschaft etablieren kann.

Abbildung 3.12: Der Blei (Abramis brama) als typische Art des Parapotamon (Foto: G. Ebel)

Bei ungünstigen Lebensbedingungen im Hauptstrom (Eupotamon) bilden Auenstillgewässer für Fische meist die einzigen sicheren Rückzugsgebiete, in denen sie überleben können. So konnte die Zope im Bereich der Mittelelbe in der Zeit hoher Abwasserbelastung nur in großen abgetrennten Altwässern, aber hier in zum Teil individuenreichen Beständen überleben (Kammerad et al. 1997). Auenstillgewässer, die durch direkte Anbindung oder über periodische Hochwasserereignisse ständig in Verbindung zum Hauptstrom stehen, dienen außerdem vielen Fischarten des Hauptstroms als Laich-, Überwinterungs- und Hochwasserrückzugsgebiete und werden von diesen periodisch (Fortpflanzung, Überwinterung) oder episodisch (Hochwasser) in zum Teil hohen Individuenzahlen aufgesucht.

3.3 Fische

57

Abbildung 3.13: Die stillwasserpräferente Schleie (Tinca tinca) ist eine typische Vertreterin des Plesiound Paläopotamon (Foto: G. Ebel)

Abbildung 3.14: Das Vorkommen der limnophilen, pflanzenlaichenden Karausche (Carassius carassius) ist typisch für Altwässer im Paläopotamon (Foto: G. Ebel)

Das von Amros et al. (1987) entwickelte, auf dem Kriterium der Konnektivität basierende hydrographische Klassifizierungssystem, welches die Auenstillgewässergrundtypen Parapotamon, Plesiopotamon und Paläopotamon unterscheidet, kann auch für die grobe Typisierung der Fischbesiedlung dieser Gewässer genutzt werden. Wichtige Kriterien für die Fischbesiedlung von Auenstillgewässern sind insbesondere der Anbindungsgrad an das Hauptgewässer, die Größe und der Sukzessionsgrad. Die Altwässer werden je nach zeitlicher Abfolge der

58

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Sukzession und damit des Anbindungsgrades von jeweils anderen Fischarten bevorzugt besiedelt. Jungwirth et al. (2003) geben einen Überblick über die Teilbiotope einer Flusslandschaft und ihrer Nutzung durch die Fischfauna. Gewässer des Parapotamon weisen je nach noch vorhandenen Anbindungsgrad einen hohen Anteil von Flussfischen auf. Die strömungsberuhigten Altarme mit guter Anbindung an das Hauptgewässer werden vor allem im Winter von vielen rheophilen Fischarten aufgesucht. Eurytope Arten wie zum Beispiel Plötze und Flussbarsch nutzen bevorzugt solche Gewässer zur Reproduktion bzw. als Jungfischhabitate. Selbst Jungfische rheophiler Arten wie Rapfen und Gründling (Gobio gobio) findet man in diesen Altarmen, sofern es die Habitatstrukturen zulassen. Mit zunehmender Sukzession und Abkopplung vom Hauptgewässer werden die Überlebensbedingungen für die anspruchsvolleren rheophilen Arten ungünstiger. Es dominieren zunehmend eurytope Fischarten. Zeitgleich wandern limnophile Arten, wie die für das Plesiopotamon typischen Arten, Rotfeder, Schleie und Hecht ein. Limnophile und strömungsindifferente (eurytope) Arten nutzen die günstigen Habitatstrukturen als Reproduktions- und Jungfischhabitat. Nach Scholz et al. (2005) besiedeln die limnophilen Arten Bitterling und Moderlieschen überwiegend Auengewässer des Plesiopotamons, die durch eine hohe Wasserstandsdynamik geprägt sind. Mit zunehmender Alterung und dem Fehlen von Hochwasserereignissen, bei denen es zu einer zeitweisen Durchströmung des Altwassers kommt, schreitet die Verlandung der Gewässer fort, d. h. es verschlammt zunehmend und ausgedehnte Wasserpflanzenbestände dominieren das Gewässer. Die Phase des Paläopotamons (Terminalphase des Altwassers) ist erreicht. Auf diese Verhältnisse spezialisierte limnophile Arten, die typisch für stark verlandete Gewässer und relativ unempfindlich gegenüber sommerlichen Sauerstoffdefiziten und geringen Wasserständen sind, prägen jetzt die Fischartenzusammensetzung. Zu dieser spezialisierten Fischfauna zählen zum Beispiel die Karausche, die Schleie, das Moderlieschen und der Schlammpeitzger. In der allerletzten Sukzessionsphase (kurz vor der Austrocknung) können nur noch wirkliche Spezialisten, wie der Schlammpeitzger und die Karausche überleben. Diese Spezialisten verschwinden auch, wenn es auf Grund lang anhaltender Trockenperioden zur zeitlichen Austrocknung kommt bzw. Sauerstoffmangelsituationen auftreten, zum einen auf Grund des hohen Nährstoffgehaltes in Verbindung mit dem geringen Wasservolumen von Altwässern oder zum anderen im Winter bei lang anhaltender Eisbedeckung. Unabhängig davon kann aber eine erneute Besiedlung durch Zuwanderung während Hochwasserereignissen und durch die Verschleppung durch Wasservögel erfolgen. Starke Hochwasserereignisse können dazu führen, dass auch weit vom Hauptstrom entfernte und deshalb sehr selten angebundene Auenstillgewässer von Fischen wieder besiedelt werden, was dann insbesondere den limnophilen Arten die Ausbreitung ermöglicht. Sie können auf diesem Wege neue Gewässer besiedeln und auch in Gewässer vordringen, die auf Grund ihres fortgeschrittenen Sukzessionsstadiums bisher fischleer waren. Das setzt natürlich voraus, dass im Umfeld eine gewisse Anzahl von Altgewässern verschiedenster Verlandungsstadien zeitgleich existiert. Auch gezielte Besatzmaßnahmen von Angel- und Berufsfischern können eine Neubesiedlung bedingen. Andererseits verfälschen diese Besatzmaßnahmen das Bild der natürlichen Fischartenbesiedlung der Auenstillgewässer erheblich.

3.4 Lurche und Kriechtiere

59

3.4 Lurche und Kriechtiere Otfried Wüstemann Die Flussauen mit ihren Altarmen und insbesondere den Altwässern in verschiedenen Verlandungsstadien sind wichtige Lebensräume für viele Amphibienarten und einige auf feuchte Lebensräume spezialisierte Reptilien. Amphibien benötigen die Gewässer sowohl als Paarungs- bzw. Laichplatz als auch als Entwicklungsraum der Larven. Amphibienreiche Gewässer haben in der Regel neben einer üppigen Vegetation auch Bereiche mit „Offenem Wasser“ und sind besonnt. In und an den Auengewässern kommen zum Beispiel Teichmolch (Triturus vulgaris), Kammolch (Triturus cristatus), Laubfrosch (Hyla arborea), Seefrosch (Rana ridibunda), Teichfrosch (Rana kl. esculenta), Grasfrosch (Rana temporaria), Moorfrosch (Rana arvalis), die Rotbauchunke (Bombina bombina) und verschiedene Krötenarten vor. Die Rotbauchunke ist eine besonders typische Art der Auen. Sie ist auf möglichst nährstoffarme, klare, sonnenexponierte, flache Auengewässer angewiesen. Entlang der Elbe sucht die Unke vor allem strömungsfreie Überschwemmungs- und durch Bodendruckwasser entstandene Qualmgewässer auf. Die Unkengewässer können sowohl innerhalb als auch außerhalb der Überflutungsaue liegen (Meyer et al. 2004). Nach Günter (1996) gehören zu den charakteristischen Pflanzenarten der Laichgewässer Ranunculus aquatilis, Sparganium erectum, Rorippa spp., Glyceria fluitans u. a.. Gewässer mit hochwüchsigem Röhricht werden in der Regel gemieden. Nicht selten bevorzugen Rotbauchunken Altwässer, die im Sommer austrocknen, da dadurch das Prädatorenspektrum eingeschränkt ist. Der Kammolch bevorzugt in den Flussauen mittelgroße bis größere und tiefe besonnte Altwässer mit mäßig bis gut entwickelter submerser Vegetation und keinem bis geringen Fischbesatz. Seefrösche, die ganzjährig an das Wasser gebunden sind, besiedeln mit Vorliebe eutrophe Auengewässer in der offenen Landschaft mit reichen Pflanzenbeständen und sonnenexponierten Ufern. Die Larven sind im Gegensatz zu vielen anderen Lurcharten an das Vorhandensein von Fischen angepasst. Die in den Auen vorkommenden Arten Erdkröte (Bufo bufo), Wechselkröte (Bufo viridis), Kreuzkröte (Bufo calamita) und Knoblauchkröte (Pelobates fuscus) benötigen zum Laichen Altwässer unterschiedlicher Ausprägung. Die ökologisch anpassungsfähige Erdkröte bevorzugt Auenstillgewässer mit ständiger Wasserführung. Nach Meyer et. al. (2004) ist die Wechselkröte im Retentionsbereich der Elbe regelmäßig an Altarmen und Altwässern sowie Überflutungstümpeln und Flutrinnen im Deichvorland anzutreffen. Die Kreuzkröte als ursprüngliche Art der Auen größerer Flüsse und Ströme und Pionierbesiedler nutzt die meist nach Hochwasserereignissen neu entstandenen, sehr flachen, sich schnell erwärmenden und oftmals nur temporären Gewässer zum Laichen. Aber auch Altarme, überflutete Polder und Qualmgewässer in Deichnähe werden als Laichhabitat genutzt. Knoblauchkröten bevorzugen zum Laichen dagegen verkrautete Flachwasserbereiche in teilweise verlandeten Altarmen.

60

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Neben intakten Auengewässern, die als Paarungs- bzw. Laichplatz sowie als Entwicklungsraum für die Larven dienen, benötigen Lurche auch an die Gewässer angrenzende spezifische Sommerlebensräume mit den notwendigen Deckungsmöglichkeiten und Nahrungshabitaten, sowie frostgeschützte Winterquartiere. Nach Blab (1986) können für die genannten Arten anhand der Habitatpräferenzen folgende Amphibienformationen charakterisiert werden: Ganzjährige Gewässerbindung (Teich- und Seefrosch, Rotbauchunke, Kammolch); Präferenz für hohen Grundwasserstand (Moorfrosch, Rotbauchunke, bedingt auch Gras-, Laub- und Teichfrosch); Präferenz für vertikale Strukturen in Laichplatznähe (Laubfrosch); Präferenz für Baumbestände (Erdkröte, eingeschränkt auch Grasfrosch); Präferenz für vegetationsarme Flächen (Kreuz- und Wechselkröte); Präferenz für lockersandige Böden (Knoblauchkröte, Kreuzkröte); keine Präferenz für bestimmte Landschaftsfaktoren (Teichmolch).

Abbildung 3.15: Die Ringelnatter (Natrix natrix) (Foto: M. Borkowski)

In den Flussauen finden sich auch zwei Reptilienarten, die eine enge Bindung an Auenstillgewässer (Altarme, Altwässer) aufweisen. Die Ringelnatter (Natrix natrix) (Abb.3.15) bevorzugt zum Beispiel die Übergangsbereiche von vegetationsreichen Landlebensräumen zu stehenden oder träge strömenden Auengewässern. In Sachsen-Anhalt sind Auengewässer mit 6,3 % der Fundpunkte am gesamten Lebensraumspektrum vertreten (Meyer et al. 2004). Die Europäische Sumpfschildkröten (Emys orbicularis) (Abb.3.16), die in den Auen auf strukturreiche Altgewässer angewiesen ist, bevorzugen störungsfreie eutrophe Altarme mit ausgeprägter Wasser- und Verlandungsvegetation sowie schlammigem Grund und besonnte Stellen. Die Sonnenplätze müssen so gelegen sein, dass die scheuen Tiere bei Gefahr sofort in das Wasser abtauchen können (z. B. aus dem Wasser ragende Baumstämme, Äste, Steine, Büllten).

3.4 Lurche und Kriechtiere

61

Abbildung 3.16: Die europäische Sumpfschildkröte (Emys orbicularis) (Foto: H. Pellmann)

Für die Bestandssicherung der auf Auengewässer angewiesenen Lurche und Kriechtiere ist die qualitative und flächenhafte Sicherung der speziellen Biotopqualitäten sowohl bei den Auengewässern als auch bei den angrenzenden Landlebensräumen von entscheidender Bedeutung.

62

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

3.5 Libellen Volker Lüderitz In Deutschland kommen ca. 80 Libellenarten vor. Nur etwa ein Viertel davon zählen zu den euryöken, anpassungsfähigen Organismen, während sich die übrigen, überwiegend stenöken Arten nur in ganz bestimmten Gewässertypen mit einer engen ökologischen Amplitude vorkommen (Bellmann 2007). Kaum eine andere Insektengruppe indiziert den Zustand von stehenden bzw. quasi-stehenden Gewässern so gut wie die Libellen. Auf Grund ihrer unterschiedlichen Verlandungszustände und der ausgeprägten Zonierung (sandig-kiesige Ufer, Kleinröhrichte, Großröhrichte, Bestände submerser Makrophyten, Schwimmblattzonen, anmoorige Bereiche, Sumpfwiesen) weisen Altwässer in der Initial-, Optimal- und Terminalphase charakteristische Libellengemeinschaften auf. Im Rahmen der Untersuchungen an Altwässern der Mittleren Elbe zwischen 1994 und 2007 konnten von Lüderitz et. al (1997), Langheinrich et. al (2002) und Kunz (2007) insgesamt 40 Libellenarten nachgewiesen werden, die fast allen von Müller (1996) im Rahmen einer ökologischen Analyse und Klassifizierung vorgeschlagenen Gruppen angehören, allerdings erwartungsgemäß mit sehr unterschiedlichen Schwerpunkten. a) Ubiquisten Müller (1996) führt 14 Ubiquisten-Arten auf, die zumeist in und an allen untersuchten Altwässern gefunden wurden, gemäß ihren verschiedenen Präferenzen allerdings in deutlich unterschiedlicher Häufigkeit. So bevorzugt der Große Blaupfeil (Orthetrum cancellatum) offenen, sandigen und kiesigen Grund und zeigt demzufolge in Gewässern des Initialstadiums sowie in bis zum Kiesgrund entschlammten Bereichen große Abundanzen. Die Becher-Azurjungfer (Enallagma cyathigerum) und die Gemeine Smaragdlibelle (Cordulia aenea) präferieren hingegen Grund- und Tauchrasen und damit die Flachwasserzonen vornehmlich der Optimalphase. Das Große Granatauge (Erythromma najas) kann trotz seiner Einstufung als Ubiquist als eine Charakterart von Altwässern mit gut entwickelter Schwimmblattvegetation gelten, in denen sie zumeist die bei weitem häufigste Libelle ist. Wasserriede und -röhrichte bevorzugen die Kleine Mosaikjungfer (Brachytron pratense), die HerbstMosaikjungfer (Aeshna mixta), die Gemeine Binsenjungfer (Lestes sponsa), die FledermausAzurjungfer (Coenagrion pulchellum) und die Gemeine Heidelibelle (Sympetrum vulgatum). Diese Arten treten in Gewässern des Initialstadiums nur in geringen Individuenzahlen auf, sie bevorzugen deutlich das Optimalstadium, werden aber vielfach auch noch in verbliebenen Wasserflächen des Terminalstadiums gefunden. Gleiches gilt auch für die Frühe Adonislibelle (Pyrrhosoma nymphula) (Abb.3.17), und die Große Pechlibelle (Ischnura elegans), die in Gewässern aller Art zumeist sehr häufig vorkommen. Der Vierfleck (Libellula quadrimaculata) (Abb.3.19) bevorzugt vermoorte Altwasser-Bereiche wie den Sarensee (Abb.3.18), wo sie oft die häufigste Großlibelle ist. Die Braune Mosaikjungfer (Aeshna grandis) schließlich kann, obwohl sie auch andere Gewässertypen besiedelt, als typische Art der offenen Wasserflächen des Optimalstadiums angesehen werden. In und an allen von uns untersuchten Altwässern, die solche Flächen aufweisen, kommt sie meist sehr häufig vor.

3.5 Libellen

63

Abbildung 3. 17: Die Frühe Adonislibelle (Pyrrhosoma nymphula) ist eine typische Bewohnerin pflanzenreicher Kleingewässer (Foto: U. Langheinrich)

Abbildung 3. 18: Der Sarensee bei Dessau – ein moorartiges Altwasser im Biosphärenreservat Mittlere Elbe (Foto: C. Kunz)

b) euryöke Weiher-Arten Den Ubiquisten in ihrer Häufigkeit am nächsten sind die euryöken Weiher-Arten. Im Optimalstadium dominiert unter ihnen vielfach die große Königslibelle, die in und an allen

64

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Altwasserfreiflächen im Biosphärenreservat Mittlere Elbe in großen Abundanzen beobachtet werden konnte; ihre Häufigkeit geht aber im Terminalstadium deutlich zurück. In den tümpelartigen Restwasserflächen dominiert dann die Blaugrüne Mosaikjungfer (Aeshna cyanea). Diese weist regelmäßig gemeinsame Vorkommen mit der Weidenjungfer (Lestes virides) und der Gemeinen Winterlibelle (Sympecma fusca) auf, welche ebenfalls stark verwachsene Bereiche unter Einschluss von Röhrichten, Rieden und Gebüschen bevorzugen. Sowohl im Optimal- wie auch im Terminalstadium nachgewiesen werden konnten die für Röhrichte und Riede typischen Arten Große Heidelibelle (Sympetrum striolatum) (Abb.3.20) und Blutrote Heidelibelle (Sympetrum sanguineum). Im Vergleich mit den o. g. Großlibellen Anax imperator, Aeshna grandis und A. cyanea weisen die beiden Heidelibellen eine weniger hohe Stetigkeit an den untersuchten Altwässern, dafür mitunter punktuell sehr hohe Abundanzen auf.

Abbildung 3.19: Der Vierfleck (Libellula quadrimaculata) ist eine Art der Moore und anderer pflanzenreicher Gewässertypen (Foto: F. Heidecke)

c) euryöke Tümpel-Arten Der Plattbauch (Libellula depressa) lebt vorwiegend an kleinen bis mittelgroßen vegetationsarmen Gewässern und kommt häufig gemeinsam mit dem Großen Blaupfeil (Orthetrum cancellatum) vor. Im Unterschied zu dieser Art wird sie aber auch noch regelmäßig im fortgeschrittenen Optimal- und in den Tümpeln des Terminalstadiums gefunden. Dort kommt sie gelegentlich gemeinsam mit der wesentlich selteneren Sumpf-Heidelibelle (Sympetrum depressiusculum) vor. d) euryöke Fließwasser-See-Arten Die Altwässer der Mittleren Elbe beherbergen beide Arten dieser Gruppe in zumeist hohen Individuenzahlen. Die Glänzende Smaragdlibelle (Somatochlora metallica), die freie, aber beschattete Uferstellen bevorzugt, ist die häufigste Falkenlibelle in den untersuchten Altwässern; sie kommt häufig gemeinsam mit der Gemeinen Smaragdlibelle (Cordulia aenea) vor.

3.5 Libellen

65

Die Gemeine Federlibelle (Platycnemis pennipes) ist im Initial- und Optimalstadium zumeist sehr häufig, fehlt aber meist im Terminalstadium.

Abbildung 3.20: Die Große Heidelibelle (Sympetrum striolatum) bevorzugt Röhrichte und Riede (Foto: F. Heidecke)

Während die bis hierher beschriebenen und erwähnten Arten insgesamt fast immer verbreitet bis häufig vorkommen und nicht gefährdet sind, sind etliche der im Weiteren zu behandelnden Spezies auf Grund ihrer Bindung an bestimmte Lebensräume in ihrem Vorkommen mehr oder weniger stark gefährdet (Tab.3.4) und können durch Revitalisierungsmaßnahmen gefördert werden. e) stenöke See-Arten Die Kleine Königslibelle (Anax parthenope) galt bis in die 1990er Jahre als stark gefährdet. Inzwischen hat sich diese wärmeliebende Art im Raum der Mittleren Elbe so stark ausgebreitet, dass sie an Altwässern vielfach kaum seltener beobachtet werden kann als A. imperator, mit der sie häufig gemeinsam vorkommt. Die zweite Art dieser Gruppe, die Westliche Keiljungfer (Gomphus pulchellus) bevorzugt als Larve einen vegetationsarmen Untergrund und wird deshalb besonders im Initialstadium sowie nach Entschlammungsmaßnahmen, z. B. am Kühnauer See (vgl. Kap. 5.3.1) gefunden. f) stenöke Fließwasser-See-Arten Aus dieser Gruppe wurde vereinzelt der Spitzfleck (Libellula fulva) nachgewiesen; das Vorkommen dieser vom Aussterben bedrohten Art ist auf langsam strömende Bereiche mit lockerem Röhricht (Bereich der Rohrdurchlässe) beschränkt.

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

g) Moor-See-Arten Die Keilflecklibelle (Aeshna isosceles) ist eine Charakterart der Flussaltwässer im Optimalund beginnenden Terminalstadium. Sie ist an großflächige Wasserröhrichte gebunden, gilt als stark gefährdet und wurde an den Altwässern der Mittleren Elbe regelmäßig, aber nie häufig nachgewiesen. Noch wesentlich seltener ist die Östliche Moosjungfer (Leucorrhinia albifrons), die in Altwässern eine Präferenz für Schwimmblattvegetation zeigt und im Untersuchungsgebiet lediglich an einer Fundstelle der Dornburger Alten Elbe in Beständen der Krebsschere nachgewiesen wurde. h) euryöke Moor-Arten Die Arten dieser Gruppe kommen vornehmlich in vermoorten Bereichen des Terminalstadiums vor. Wir konnten an einzelnen Gewässern die stark gefährdeten Arten TorfMosaikjungfer (Aeshna juncea), Große Moosjungfer (Leucorrhinia pectoralis) und Kleine Binsenjungfer (Lestes virens) nachweisen, die im Tiefland sonst hauptsächlich in größeren Moorgebieten vorkommt. L. pectoralis und L. virens konnten zeit- und stellenweise auch in größeren Abundanzen gefunden werden. Wesentlich häufiger ist die Schwarze Heidelibelle (Sympetrum danae), die zwar bevorzugt an pflanzenreichen Moorgewässern – und hier mitunter sehr abundant – auftritt, aber auch in Bereichen des Optimalstadiums keineswegs selten ist. Auch die Speer-Azurjungfer (Coenagrion hastulatum) wird in und an Gewässern beider Stadien gefunden, wenngleich jeweils nur zerstreut und mit geringen Abundanzen. i) Moor-Tümpel-Arten Die Gefleckte Smaragdlibelle (Somatochlora flavomaculata) und die Gefleckte Heidelibelle (Sympetrum flaveolum) bewohnen vornehmlich Flachmoore und sind somit charakteristisch für das (frühe) Terminalstadium. j) stenöke Weiherarten Die Arten dieser Gruppe können als Leitarten für den Lebensraum Altwasser im Optimalstadium gelten. Dass ihre Vorkommen allesamt als nicht gesichert gelten müssen, ist sicher in nicht geringem Maße auf das zunehmende Verschwinden der Altwässer aus den Auenlandschaften zurückzuführen. Damit sind diese Arten zudem auch Zielarten bei der Altwasserrevitalisierung! Die Mond-Azurjungfer (Coenagrion lunulatum) kommt vor allem an flachen pflanzenreichen Gewässern vor, ist also in Altwässern an Flachwasserzonen gebunden. Das Kleine Granatauge (Erythromma viridulum) ist demgegenüber auf ausgeprägte Schwimmblattgesellschaften angewiesen und kommt dort meist gemeinsam mit der – allerdings wesentlich häufigeren – Schwesternart E. najas vor. Beide Arten sind in ihrem Bestand stark gefährdet. An Bestände der Krebsschere (Stratiotes aloides) gebunden ist das Vorkommen der Grünen Mosaikjungfer (Aeshna virides). Die Art gilt als vom Aussterben bedroht, kann aber in geeigneten Gewässern wie dem Crassensee bei Wittenberg oder in Teilen der Dornburger Alten Elbe bei Magdeburg durchaus die dominierende Großlibelle sein (Lüderitz et al. 2000, Langheinrich et al. 2002). k) stenöke Tümpelarten Im Unterschied zur vorigen Gruppe haben die stenöken Tümpelarten eine klare Vorliebe für temporäre Gewässer bzw. für solche mit stark schwankendem Wasserstand. Nachgewiesen wurden von den Autoren in Terminaltümpeln von Elbaltwässern das Kleine Granatauge

3.5 Libellen

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(Ischnura pumilo) und die Südliche Mosaikjungfer (Aeshna affinis). Letztere Art, die erst in den letzten 15 Jahren im Gebiet der Mittleren Elbe heimisch geworden ist, besitzt eine besondere Bindung an versumpfte Bereiche. l) stenöke Moorarten Die stenöken Moorarten sind zumeist Charakterarten von Hoch- und Zwischenmooren, einige Arten kommen aber auch in vermoorten Bereichen des Terminalstadiums von Altwässern, gern an Beständen von Carex elata und C. paniculata vor. Von den Autoren am Sarensee und an der Dornburger Alten Elbe nachgewiesen wurden die Kleine Moosjungfer (Leucorrhinia dubia) und die Nördliche Moosjungfer (Leucorrhinia rubicunda), am Sarensee gehören sie zu den häufigen Arten. m) rheophile Fließwasser-Arten Rheophile Fließwasser-Arten sind in Altwässern naturgemäß auf die Initialphase beschränkt. Die Autoren fanden allerdings in strömenden Bereichen der Rohrdurchlässe gelegentlich Larven der gebänderten Prachtlibelle (Calopteryx splendens), die im Unterschied zu den anderen Arten dieser Gruppe hinsichtlich der Strömungs- und Sauerstoffverhältnisse nur mäßig empfindlich ist. n) thermophile Fließwasser-Arten Für sie gilt ähnliches wie für die Arten der vorigen Gruppe. Allerdings kann der Südliche Blaupfeil (Orthetrum brunneum), der oftmals an Kiesgruben und neu angelegten Flachgewässern vorkommt, durch die Schaffung von Flachwasserzonen gefördert werden. Nach der Etablierung von Röhrichten ist allerdings mit einem baldigen Rückgang der Art zu rechnen. Lockeres Wasserried wird nach unseren Erfahrungen von der Gebänderten Heidelibelle (Sympetrum pedemontanum) bevorzugt, ohne dass allerdings eine besondere Bindung an Fließgewässer zu erkennen ist. An und in Gewässern des Optimalstadiums ist diese Art durchaus nicht selten anzutreffen. Tabelle 3.4: Häufige Libellenarten der Altwässer (a) und gefährdete Arten, die durch eine Revitalisierung des Optimalstadiums gefördert werden (b) a) Häufige Arten Aeshna cyanea, A. grandis, A. mixta, Anax imperator, Brachytron pratense, Coenagrion puella, C. pulchellum, Cordulia aenea, Enallagma cyathigerum, Erythromma najas, Ischnura elegans, Libellula depressa, Libellula quadrimaculata, Orthetrum cancellatum, Platycnemis pennipes, Pyrrhosoma nymphula, Somatochlora metallica, Sympetrum danae, S. vulgatum b) Geförderte Arten Aeshna isosceles, A. virides, Coenagrion hastulatum,C. lunulatum, Erythromma viridulum, Leucorrhinia albifrons, L. pectoralis, Libellula fulva, Somatochlora flavomaculata, Sympetrum pedemontanum, S. striolatum

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

3.6 Köcherfliegen Andreas Hoffmann In Deutschland sind momentan 316 Arten aus der Ordnung der Köcherfliegen (Trichoptera) bekannt (Robert 2007). Davon ist etwa knapp die Hälfte als Stillwasserarten einzustufen. Hinsichtlich ihrer Strömungspräferenz differenziert sich diese Gruppe in limnobionte Arten, die an Stillgewässer gebunden sind, in limnophile Arten, die Strömung meiden und nur selten in träge fließendem Wasser vorkommen und in limno- bis rheophile Stillwasserarten, die häufiger unter trägen bis langsam fließenden Strömungsbedingungen anzutreffen sind. Limnobionte und limnophile Stillwasserarten haben einen Anteil von zusammen etwa einem Drittel an der Gesamtzahl der heimischen Köcherfliegenarten. Aus taxonomischer Sicht stellen die Familien der Limnephilidae (mit dem Tribus Limnephilini), Leptoceridae, Phryganeidae, Polycentropodidae, Hydroptilidae und Molannidae die Mehrzahl der Stillwasserarten. In den Altwässern der Mittleren Elbe wurden im Untersuchungszeitraum (1996-2007) 60 Trichopterenarten nachgewiesen. Der wesentliche Schlüsselfaktor für das Vorkommen von aquatischen Insekten in stehenden Gewässern ist der Sauerstoffgehalt des Wassers und die damit verbundenen Anpassungsmechanismen zur O2-Aufnahme der aquatischen Lebensstadien. Prinzipiell sind zwei Anpassungsstrategien zu unterscheiden: bei den Sauerstoff-Konformern erfolgt die O2Aufnahme proportional zum O2-Angebot der Umgebung, wohingegen bei den SauerstoffRegulierern die O2-Aufnahme weitestgehend unabhängig von der O2-Konzentration der Umgebung erfolgt, da sie mit Hilfe von Ventilationsbewegungen den Konzentrationsabfall des Sauerstoffs in körpernahen Wasserschichten ausgleichen. Alle köchertragenden Trichopterenlarven führen mit ihrem Abdomen undulierende Bewegung im Larvenköcher aus, die für eine gerichtete Wasserströmung im Köcher sorgen und damit zu einer besseren O2-Versorgung beitragen. Zu dieser Gruppe der Sauerstoff-Regulierer gehören die Limnephilidae, Leptoceridae, Phryganeidae und Molannidae, deren köchertragenden Larven im Vergleich zu typischen Fließgewässerarten eine große Toleranz gegenüber niedrigen Sauerstoffwerten besitzen. Bei den Larven der limnobionten bzw. limnophilen Arten aus der Familie der Polycentropodiden sind diese Ventilationsbewegungen weniger stark ausgeprägt (Philipson u. Moorhouse 1976). Dennoch sind auch sie keine typischen Vertreter der Sauerstoffkonformer, da ihre röhren- bzw. trichterartigen Netzkonstruktionen eine gerichtete Wasserbewegung ebenfalls unterstützen. Ähnliches gilt auch für die Köcher des letzten Larvenstadiums der Hydroptiliden. Die köcherlosen, frei lebenden ersten vier Larvenstadien der Hydroptiliden profitieren wahrscheinlich auf Grund ihrer geringen Körpergröße von dem günstigen Oberflächen/Volumen-Verhältnis und der damit verbundenen relativ guten Sauerstoffaufnahme über die große respiratorische Oberfläche. Die Larven beider Gruppen leben oft im makrophytenreichen Litoralbereich oder auch in der Brandungszone von Seen, so dass durch die Wellenbewegung ein Austausch von sauerstoffarmem Wasser gewährleistet ist. Neben dem Faktor Sauerstoffgehalt spielt auch der Faktor Wassertemperatur eine große Rolle für die Lebensgemeinschaften in stehenden Gewässern. Mit zunehmender Wassertemperatur sinkt nicht nur O2-Gehalt des Wassers, sondern es steigen auch der Sauerstoffbedarf sowie der -verbrauch der aquatischen Lebensstadien. Die Arten besitzen dementsprechend eine

3.6 Köcherfliegen

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relativ hohe Temperaturtoleranz wie auch weitere Anpassungsstrategien in ihrem Lebenszyklus, um diese thermische Belastung möglichst zu minimieren. Wesentliches strukturbildendes Element von Altwässern ist das Vorhandensein von Sumpfund Wasserpflanzen, wobei je nach Verlandungsgrad unterschiedliche Pflanzengesellschaften hinsichtlich Abundanz und Deckungsgrad dominieren (vgl. Kap. 3.1). Zwar ist bei Köcherfliegen die Bindung einzelner Arten an bestimmte Pflanzenarten bzw. –gesellschaften nicht ganz so stark ausgeprägt wie zum Beispiel bei den Wasserschmetterlingen oder bei einer Reihe von Libellenarten, doch spielen submerse und emerse Wasser- und Sumpfpflanzen als Larvenhabitat oder Eiablageplatz eine große Bedeutung für einzelne Trichopterenarten. So ist für die Polycentropodidenart Holocentropus picicornis das Vorhandensein von submersen Stängeln von Wasserpflanzen Voraussetzung, damit die karnivoren Larven ihre trichterförmigen Fangnetze befestigen können. Aus der Familie der Leptoceriden besitzen die Larven von Leptocerus tineiformes und Trianodes bicolor stark verlängerte Hinterextremitäten, die mit langen Borstensäumen besetzt sind. Mit Hilfe dieser Schwimmbeine schwimmen die köchertragenden Larven zwischen den Pflanzen der Wasserschwebergesellschaften umher, die ihnen als Nahrungsgründe sowie als Versteck vor Fraßfeinden dienen (Wiggins 1996), ein Verhalten, das stark von der üblichen benthalen Lebensweise der Larven anderen Köcherfliegenarten abweicht. Die Weibchen von T. bicolor legen ihre Eier in scheibenförmigen Gallertgelege an die Unterseite von Schwimmblättern diverser Makrophyten (Malicky 1973). Andere Leptoceridenweibchen nutzen aus dem Wasser herausragende Pflanzenteile, um entlang dieser unter die Wasseroberfläche zu kriechen und ihr Gelege an submersen Pflanzenteilen zu befestigen. Eine weitere Besonderheit in der Imaginalbiologie der Leptoceriden ist ihr Schwarmverhalten zur Partnerfindung. Männchen bilden größere Schwärme und locken mittels eines charakteristischen Zickzackflugs über der freien Wasserfläche die Weibchen optisch an. Die oben genannten Arten sind typisch für die Optimalphase von Altwässern mit ihrer ausgeprägten Wasserschweber- und Schwimmblattvegetation im Litoralbereich. In der Initialphase eines Altwassers zeichnet sich die Trichopterenfauna durch viele limnobis rheophile Stillwasserarten aus, die auch unter trägen bis langsam fließenden Strömungsbedingungen in unterschiedlichen Fließgewässertypen vorkommen können. Typische Vertreter aus dieser Gruppe sind die verschiedenen Athripsodes-, Mystacides- (Abb.3.21) und Oecetis-Arten, einige Limnephilius-Arten, Molanna angustata, Neureclipsis bimaculata oder Tinodes waeneri. Larven von Molanna angustata sind für den Bau ihrer Steinköcher auf geeignete Korngrößen angewiesen, so dass ihr Wohngewässer Bereiche mit offenen mineralischen Sedimentflächen aufweisen muss.

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Abbildung 3. 21: Mystacides longicornis – eine Vertreterin der Initialphase (Foto: U. Langheinrich)

In der Terminalphase des Altwassers treten einige Trichopterenarten auf, die auch charakteristisch für temporäre Gewässer sind. Im fortgeschrittenen Verlandungsstadium weisen Altwässer viele Gemeinsamkeiten mit temporären Gewässern auf (geringe Wassertiefe, schnelle Erwärmung des Wasserkörpers, temporäre Sauerstoffdefizite, hohe organische Auflage), so dass sich bestimmte Anpassungsstrategien als günstig für beide Gewässertypen erweisen können. Typische Vertreter aus dieser Gruppe sind die Limnephiliden Grammotaulius nigropunctatus, G. nitidus, Glyphotaelius pellucidus, Limnephilus auricula, L. sparsus, L. vittatus, Phacopteryx brevipennis und die Phryganeiden Oligostomis reticulata und Trichostegia minor. Bei vielen Arten der Limnephilini wurde eine sommerliche Imaginaldiapause beschrieben (Novak u. Sehnal 1963), bei der die Adulten mit unreifen Gonaden im Frühsommer schlüpfen, den Sommer in Verstecken überdauern und dann im Herbst mit gereiften Gonaden an das Gewässer zurückkehren, um dort nach der Begattung die Gelege teils außerhalb des Wasser abzulegen. Durch diese Strategie werden die häufig in den Altwässern auftretenden sommerlichen Sauerstoffdefizite umgangen, die sich insbesondere auf die immobilen Puppenstadien negativ auswirken können. Die Mehrzahl der stagnicolen Altwassertrichopterenarten aus der Gruppe der Limnephiliden und Phryganeiden ist hinsichtlich ihrer larvalen Ernährungsweise als omnivor einzustufen, da sie sich zum einen als Zerkleinerer vom abgestorbenen Pflanzenmaterial (Makrophyten, Falllaub) und zum anderen räuberisch von kleineren Makroinvertebraten ernähren. Auch Aas in Form von Fischkadavern wird als Nahrungsquelle zur Deckung des Proteinbedarfs insbesondere kurz vor Eintritt in die Verpuppungsphase genutzt. Von der Phryganeiden Oligostomis reticulata ist bekannt, dass die Larven sich räuberisch von Amphibienlaich ernähren können (Majecki u. Majecka 1998). Die Larven der Stillwasserarten aus der Familie der Polycentropodiden leben allesamt räuberisch, wobei sie kleinere Makroinvertebraten mit ihren

3.6 Köcherfliegen

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Gespinstnetzen einfangen. Auch die Oecetis-Arten aus der Familie der Leptoceriden sind Räuber. Die Leptoceridae Ceraclea senilis ist ein Nahrungsspezialist, der im Innern von Schwämmen lebt und sich von ihrem Gewebe ernährt. Das im Litoralbereich von Altwässern vorhandene Totholz wird von den xylobionten Larven der Art Lype pheopa sowie von Beraeodes minutus genutzt. Dagegen wird lebendes Pflanzenmaterial von den Larven der Stillwassertrichopteren kaum gefressen. Rein detritivore Arten finden sich mit Leptocerus teneiformes und Trianodes bicolor unter den Leptoceriden und mit Oligostomis reticulata unter den Phryganeiden. Einige Trichopterenarten, die in der Optimal- sowie Terminalphase von Altwässern vorkommen, sind auch typische Bewohner von Moorgewässern, dazu gehören Oligostomis reticulata, Oligotrichia striata oder Phacopteryx brevipennis. Tabelle 3.5: Trichopterenarten des Initial-, Optimal- und Terminalstadiums von Altwässern Initialphase Athripsodes albifrons, Athripsodes cinereus, Ceraclea dissimilis, Ceraclea senilis, Hydroptila angulata, Leptocerus tineiformis, Limnephilius fuscicornis, Limnephilius marmoratus, Limnephilius politus, Molanna angustata, Mystacides azurea. Mystacides longicornis, Neureclipsis bimaculata, Tinodes waeneri Optimalphase Athripsodes aterrimus, Cyrnus flavidus, C. insolutus, Holocentropus picicornis, Leptocerus tineiformis, Limnephilus flavicornis, L. rhombicus, L. stigma, Mystacides nigra, Oecetis furva, O. lacustris, O. ochracea, Triaenodes bicolor Terminalphase Cyrnus trimaculatus, Glyphotaelius pellucidus, Grammotaulius nitidus, G. nigropunctatus, Limnephilus auricula, L. sparsus, L. vittatus, Oligostomis reticulata, Phacopteryx brevipennis, Trichostegia minor

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

3.7 Eintagsfliegen Andreas Hoffmann Momentan sind aus Deutschland 113 Arten der Eintagsfliegen sicher nachgewiesen (Haybach u. Malzacher 2003). Von diesen haben etwa 16 Arten ihren Verbreitungsschwerpunkt in Stillgewässern, wobei knapp die Hälfte davon ausschließlich in stehenden Gewässern vorkommt. Im Vergleich zu den Trichopteren ist somit der Anteil an obligaten Stillwasserbewohnern in der Gruppe der Ephemeropteren geringer. Aus Sicht der Taxonomie stellen Arten aus den Familien bzw. Unterfamilien der Cloeoninae, Caenidae, Leptophlebiidae und Siphlonuridae die Mehrzahl dieser Stillwasserarten. In den Altwässern der Mittleren Elbe wurden im Untersuchungszeitraum (1996-2007) 13 Ephemeropterenarten nachgewiesen. Die meisten dieser Stillwasserarten sind typische Sauerstoffregulierer mit beweglichen Kiemenplättchen, die zu aktiven Ventilationsbewegungen fähig und bei einigen Arten (z.B. Siphlonurus) zwecks der besseren Sauerstoffaufnahme zusätzlich verdoppelt sind. Gleichzeitig wird jedoch auch Sauerstoff über das Integument aufgenommen, unterstützt durch die kiemeninduzierte Bewegung des Atemwasserstroms, wobei diese Hautatmung vor allem bei den ersten Larvenstadien von großer Bedeutung ist und diese daher eher dem Typus der Sauerstoffkonformer zuzurechnen sind. Cloeon dipterum kann auf Grund besonderer physiologischer Anpassungsstrategien sogar längere anoxische Bedingungen während der Wintermonate in zugefrorenen Stillgewässern überdauern. Die Larven halten in dieser Phase ihre Körperfunktionen durch einen anaeroben Glykogenstoffwechsel aufrecht (Nagell 1977) und sind daher typische Bewohner des Terminalstadiums, in dem solche O2Mangelsituationen regelmäßig auftreten können. Zudem werden von den Larven aktiv Mikrohabitate mit höheren relativen Sauerstoffkonzentrationen aufgesucht, ein Verhalten, das auch die Larven von Leptophlebia verspertina zeigen (Brittain u. Nagell 1981). Die Stillwasser bewohnenden Arten der Baetiden können zumindest kurzzeitig anoxische Bedingungen tolerieren. Auf Grund der Fortbewegungsweise der Larven können Ephemeropteren in unterschiedliche funktionelle Großgruppen eingeteilt werden, die auch in Verbindungen mit der Ernährungsweise stehen (Schoenemund 1930, Bauernfeind u. Humpesch 2001). Typische Vertreter der Schwimmer finden sich unter den spindelförmigen Siphlonuriden- und Baetidenlarven, die mit kräftigen, vertikalen Schlägen des Abdomens, unterstützt durch den bewimperten Schwanzfächer, durch den freien Wasserkörper schwimmen. Die Larven aus beiden Familien ernähren sich vom Aufwuchs bzw. Detritusablagerungen auf den Wasserpflanzen im Uferbereich der Stillgewässer. Die lang gestreckten Larven der Leptophlebeiiden gehören zum Typus der Kriecher, die sich am Gewässergrund zwischen Grobsubstraten und Grobdetritus schlängeln und sich hauptsächlich von Detritus ernähren. Die gedrungenen Larven der Caeniden sind ebenfalls dem Typus der Kriecher zuzuordnen, die auch in Bereichen mit schlammigen Ablagerungen umherlaufen. Bei ihnen sind die Kiemen nach dorsal verschoben und das modifizierte zweite Kiemenpaar bedeckt die restlichen Kiemenblätter und schützt sie somit vor eindringenden Feinpartikeln aus der Umgebung. Ephemera vulgata ist eine der wenigen Stillwasserarten, deren Larven zu den grabenden Formen gehören. In sandig-schlammigen Bereichen graben die Larven mit ihren Vorderbeinen und Mandibeln U-förmige Gänge, in denen sie durch undulierende Bewegungen mit dem

3.7 Eintagsfliegen

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Abdomen und Kiemenbewegungen einen gerichteten Wasserstrom erzeugen, aus dem sie Detrituspartikel mit Hilfe der Behaarung herausfiltrieren. Im Vergleich zu den Trichopteren stehender Gewässer ist die Eiablage der StillwasserEphemeropteren weniger gut bekannt, da nur für wenige Arten detaillierte Beobachtungen vorliegen (Bauernfeind u. Humpesch 2001). Bei der Mehrzahl der Arten erfolgt die Eiablage im Fluge, wobei ein (Siphlonurus, Centroptilum) oder mehrere Eipakete (Leptophlebeiidae, Caenidae) vom Weibchen durch Eintauchen des Abdomens in das Wasser abgesetzt werden. Die abgelegten Eier quellen bei Wasserkontakt auf, sinken ab und heften sich am Substrat fest. Einige Arten legen bevorzugt im Phytalbereich mit submersen Makrophyten ab. Eine Besonderheit stellt das Eiablageverhalten von Cloeon dipterum dar. Bei dieser ovoviviparen Art verbringen die begatteten Weibchen 10-14 Tage in einem Versteck und die Eier reifen im Körper des Weibchens zu schlupfreifen Larven heran. Bei der anschließenden Eiablage schlüpfen die Junglarven noch während des Absinkens der Eier aus der Eihülle. Die Fekundität der Ephemeropterenweibchen ist wie bei den meisten aquatischen Insekten auf Grund der hohen Verlustraten während der aquatischen Lebensphase relativ hoch. So legen die Weibchen der Baetiden, Caeniden und Leptophlebiiden zwischen 1200 bis 3500 Eier ab, Ephemera vulgata sogar bis zu 6000 (Bauernfeind u. Humpesch 2001). Die Ephemeropterenfauna von Altwässern in der Intitialphase ist geprägt durch Arten, die auch in lenitischen Fließgewässerabschnitten häufig vorkommen, wie Baetis buceratus, B. fuscatus und B. tracheatus sowie Heptagenia flava und H. sulphurea, wobei letztere Arten eine enge Bindung an submerses Totholz zeigen. Die durch Makrophyten im Litoralbereich geprägte Optimalphase wird von Arten dominiert, die als typische Phytalarten auf diese Habitatstrukturen angewiesen sind (Tab.3.6), wie Cloeon dipterum, C. simile, Centroptilum luteolum, Procloeon bifidum und Siphlonurus aestivalis (Schmidt-Kloiber 1997). Daneben treten aber auch die detritivoren Leptophlebiiden und Caeneiden auf. Wesenberg-Lund (1943) erwähnt Centroptlium luteolum zusammen mit der Trichoptere Mollana angustata als typische Besiedler des flachen sandigen Grundes von Seen. In der Terminalphase dominieren mit Zunahme des Feinsedimentanteils eindeutig psammophile Caenis-Arten, v.a. C. horaria, Leptophlebia sowie Cloeon dipterum, die besonders gut an Sauerstoffmangelsituation angepasst ist (siehe oben). Tabelle 3.6: Ephemeropterenarten des Optimal- und Terminalstadiums von Altwässern Optimalphase Centroptilum luteolum, Cloeon simile, Procleon bifidum, Siphlonurus aestivalis, Ephemera vulgata Terminalphase Caenis horaria, Cloeon dipterum, Leptophlebia marginata

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

3.8 Wasserkäfer Volker Lüderitz Als Wasserkäfer werden verschiedene, zum Teil nicht näher verwandte Taxa der Ordnung Coleoptera zusammengefasst, die zumindest in einem Entwicklungsstadium –Larve oder Imago – aquatisch oder amphibisch leben. In Deutschland kommen Arten aus 14 aquatischen Familien vor: Schwimmkäfer (Dytiscidae), Tauchkäfer (Noteridae), Schlammschwimmer (Hygrobiidae), Taumelkäfer (Gyrinidae), Wassertreter (Haliplidae), Wasserkäfer im engeren Sinne (Hydrophilidae), Buckelwasserkäfer (Spercheidae), Furchenwasserkäfer (Helophoridae), Rippenwasserkäfer (Hydrochidae), Langtasterwasserkäfer (Hydraenidae), Sumpfkäfer (Scirtidae), Bachkäfer (Psephenidae), Klauenkäfer (Dryopidae) und Hakenkäfer (Elmidae). Unter diesen sind die Dytisciden und Hydrophiliden, zumal in Altwässern, die bei weitem artenreichsten. Von den meisten mitteleuropäischen Wasserkäferarten sind unter den vier Entwicklungsstadien nur Ei und Larve obligatorisch aquatisch. Die reife Larve verlässt das Wasser und begibt sich zur Verpuppung meist in den Boden in Gewässernähe (Klausnitzer 1996). Die Imago verbringt den größten Teil ihres Lebens im Wasser, nur zur Ausbreitung und bei einigen Arten zur Überwinterung begibt sie sich an Land. Im Vergleich zu den Libellen sind die wasserbewohnenden Käfer mit 359 (Klausnitzer 1996) bzw. 367 bis 375 Spezies (Hess et al. 1999) eine weitaus artenreichere Gruppe. Rund zwei Drittel von ihnen kommen überwiegend oder ausschließlich in Stillgewässern vor, die meisten davon prinzipiell auch in Altwässern unterschiedlicher Sukzessionsstadien. Im Unterschied zu den Libellen sind die Kenntnisse über die ökologischen Ansprüche der meisten einzelnen Wasserkäferarten noch gering und die dazu verfügbaren Informationen z. T. recht widersprüchlich (Klausnitzer 1996). Euryöke Ansprüche scheinen in dieser Organismengruppe zudem weiter verbreitet zu sein als in anderen hier betrachteten Gruppen. Trotzdem weisen viele Arten deutliche Präferenzen auf, die eine Zuordnung zu den Phasen der Altwasserentwicklung möglich machen. Zudem gibt es etliche Spezies, die durch das zunehmende Verlanden und Verschwinden von Auenaltwässern in ihrem Bestand bedroht und damit aus Naturschutzsicht als Zielarten von Revitalisierungsmaßnahmen angesehen werden können. Im Folgenden sollen einige altwassertypische Käferarten aus den wichtigsten Familien Dytiscidae, Hydrophilidae und Haliplidae vorgestellt und – wenn möglich – einem Sukzessionsstadium zugeordnet werden (Tab.3.7). Mit etwa 145 Arten sind die Schwimmkäfer (Dytiscidae) die artenreichste Gruppe in Deutschland, ihre Vertreter dominieren insbesondere auch das Artenspektrum der wasserbewohnenden Käfer in Altwässern. Zu ihnen gehören nur wenige Millimeter große Spezies aus der Unterfamilie der Hydroporinae ebenso wie Arten aus der Unterfamilie der Dytiscinae, die bis zu 45 mm lang werden können. Aus der letztgenannten Gruppe sind alle in Deutschland vorkommenden Arten auch in Altwässern anzutreffen. Von den größeren Arten fast über all häufig ist der Gelbrand (Dytiscus marginalis). Er findet seine bevorzugten Lebensräume in der bewachsenen Uferzone von Gewässern der Optimal- und Terminalphase und verschmäht auch Resttümpel nicht.

3.8 Wasserkäfer

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Weniger häufig, aber in den Elbealtwässern regelmäßig anzutreffen sind D. dimidiatus und der Gaukler (Cybister lateralimarginalis) (Abb.3.22). Beide Arten bevorzugen saubere, pflanzenreiche Stillgewässer und sind damit Charakterarten der Optimalphase. Sanierungsmaßnahmen an den Altwässern im Raum Dessau haben insbesondere die letztgenannte Art deutlich gefördert.

Abbildung 3.22: Der Gaukler (Cybister lateralimarginalis) kann an Elbaltwässern regelmäßig angetroffen werden (Foto: U. Braukmann)

Besondere Zielarten der Altwassersanierung sind der Breitrandkäfer (Dytiscus latissimus) und der Schmalbindige Breitflügel-Tauchkäfer (Graphoderus bilineatus). Beide Arten bevorzugen größere, nährstoffarme Seen, Teiche und Altwässer mit ausgedehnten, besonnten Uferabschnitten und dichten Beständen von Unterwasserpflanzen (Beutler u. Hielscher 2002). Isolierte Standgewässer in agrarisch intensiv genutzten Gebieten sind für sie ungeeignet (Holmen 1993). D. latissimus und G. bilineatus sind in Europa stark zurückgegangen und in Mitteleuropa vom Aussterben bedroht. Zumindest G. bilineatus hat im Raum der Mittleren Elbe bei Dessau aber noch einen Verbreitungsschwerpunkt (Hohmann 2003). Beide Arten sind nach Anhang II der FFH-Richtlinie und nach der Berner Konvention als einzige Wasserkäfer europaweit streng geschützt. Als Ursachen für das fast völlige Verschwinden v. a. des Breitrandes geben Hendrich u. Balke (2000) meliorative Maßnahmen, Eutrophierung und Beschattung der Brutgewässer sowie einen zu hohen Fischbesatz an. Maßnahmen zum Schutz beider Arten müssen demzufolge auf die Erhaltung und Wiederherstellung makrophytenreicher Flachseen

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

bzw. allgemein strukturreicher Stillgewässer auf niedrigem Trophieniveau z. B. durch Altwasserrevitalisierung, Wiedervernässung von Moorgebieten und Schaffung von nicht oder nur extensiv bewirtschafteten Gewässerschonstreifen gerichtet sein. Dass derartige Erhaltungs- und Entwicklungsmaßnahmen zugleich zahlreiche weitere Elemente der Fauna und Flora fördern, versteht sich von selbst. Dazu gehören neben der weiteren Dytsicus-Art D. circumflexus mehrere Arten der Gattung Agabus wie A. unguicularis, A. nebulosus, A. paludosus und A. undulatus sowie weitere mittelgroße Arten wie Graphoderus cinereus, Acilius sulcatus, Hydaticus continentalis, Rhantus frontalis, R. latitans und R. suturalis. Auch zahlreiche Vertreter der mit 53 Arten in Deutschland zweitgrößten Gruppe der wasserbewohnenden Käfer, der Echten Wasserkäfer (Hydrophilidae) bevorzugen pflanzenreiche Flachwasserzonen. Dazu gehören die größten Mitglieder dieser Familie, der Große Kolbenwasserkäfer (Hydrophilus piceus) (Abb.3.23) und der Tiefschwarze Kolbenwasserkäfer (H. aterrimus) sowie der Kleine Kolbenwasserkäfer (Hydrochara caraboides). Diese Arten haben nach unseren Erfahrungen einen deutlichen Verbreitungsschwerpunkt in den Altwässern der (Mittleren) Elbe. Dazu kommen kleinere Arten der Familie wie Hydrobius fuscipes, Limnoxenus niger, Anacaena bipustulata sowie Vertreter der Gattungen Berosus und Enochrus.

Abbildung 3.23: Der Große Kolbenwasserkäfer (Hydrophilus piceus) Flachwasserzonen (Foto: U. Braukmann)

bevorzugt pflanzenreiche

Unter den Wassertretern (Haliplidae) gibt es ebenfalls mehrere Arten, die in Altwässern v. a. des Optimalstadiums günstige Lebensbedingungen finden, v. a. Haliplus flavicollis, H. immaculatus, H. laminatus, H. wehnkei und Peltodytes caesus. Eine Reihe von Wasserkäfern bevorzugt aber auch die Übergangsstadien zwischen Optimalund Terminalstadien (iliophile, d. h. schlammliebende Arten) oder vermoorte Bereiche des

3.8 Wasserkäfer

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Terminalstadiums (tyrphophile, d.h. torfliebende Arten). Dazu gehören unter den Dytisciden die gefährdeten Arten Dytiscus semisulcatus (Schwarzbauch-Wasserkäfer) und Graphoderus zonatus sowie weiterhin Colymbetes fuscus (Teichschwimmer), Hygrotus impressopunctatus, H. versicolor, Hydroporus angustatus, H. palustris, H. pubescens, H. striola, Rhantus latitans, R. suturalis, Ilybius ater und Laccophilus poecilus. Unter den Hydrophiliden wird das Terminalstadium präferiert von Berosus luridus, Enochrus melanocephalus, Helochares obscurus (Teichkäfer) und Laccobius minutus. Auch die meisten Arten der Helophoridae halten sich, so sie in Altwässern vorkommen, hauptsächlich im Bereich des Terminalstadiums auf. Da dieses Stadium somit auch ein wichtiger Lebensraum für viele Wasserkäfer – wie auch Libellenarten (vgl. Kap. 3.5) ist, müssen Sanierungsmaßnahmen an Altwässern immer auch gewährleisten, dass besonders wertvolle Terminalabschnitte erhalten bleiben. Dem maßnahmevorbereitenden und –begleitenden Monitoring kommt somit eine besondere Bedeutung zu. Tabelle 3.7: Häufige Käferarten der Altwasser (a) und Arten, (z. T. gefährdet), die durch Revitalisierung von Altwässern gefördert werden (b) a) Häufige Arten Acilius sulcatus, H. ruficollis, Agabus bipustulatus, Helophorus aquaticus, A. didymus, Hydaticus seminiger, A. sturmii, H. transversalis, A. undulatus, Hydrobius fuscipes, Anacaena limbata, Hydrochara caraboides, Berosus luridus, Hydroporus palustris, Hygrotus impressopunctatus, H. pubescens, Colymbetes fuscus, Ilybius fenestratus, Dytiscus marginalis, Ilybius fuliginosus, Graphoderus cinereus, Laccophilus hyalinus, Gyrinus substriatus, L. minutus, Haliplus immaculatus, Noterus clavicornis, H. laminatus, Rhantus exsoletus, H. lineatocollis, R. suturalis b) Geförderte Arten Agabus paludosus, Anacaena bipustulata, Cybister lateralimarginalis, Dytiscus circumflexus, D. dimidiatus, D. latissimus, D. semisulcatus, Graphoderus zonatus, G. bilineatus, Graptodytes pictus, Gyrinus paykulli, Haliplus flavicollis, H. fluviatilis, Hydaticus continentalis, Hydrophilus aterrimus, H. piceus, Ilybius quadriguttatus, Limnoxenus niger, Potamonectes elegans, Rhantus grapii, R. latitans

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

3.9 Mollusken Volker Lüderitz In Deutschland wurden 75 Schnecken- und 38 Muschelarten des Süßwassers nachgewiesen (Glöer u. Meier-Brook 2003). Sie spielen im trophischen System der Gewässer eine bedeutende Rolle und liefern in nicht wenigen Gewässern den größten Beitrag zur tierischen Biomasse. Während alle Muscheln (Bivalvia) über Kiemen atmen, unterscheidet man die Schnecken (Gastropoda) in Prosobranchia (Vorderkiemer) und Pulmonata (Lungenschnecken). Die meisten Arten der zweiten Gruppe sind dazu gezwungen, den Luftvorrat in ihrer als Lunge ausgebildeten Mantelhöhle zu erneuern, bei Tiefenbewohnern kann die Mantelhöhle aber auch mit Wasser gefüllt sein, aus dem der Sauerstoff durch Diffusion aufgenommen wird. Hinsichtlich ihrer Ernährung sind die Schnecken überwiegend Weidegänger, aber auch partikuläres Material (Zerkleinerer) und Detritus (Substratfresser) werden meist nicht verschmäht. Auf die für Altwässer wichtigen Gruppen und Arten von Mollusken soll im Folgenden eingegangen werden. Unter den Kiemenschnecken ist die Gemeine Schnauzenschnecke (Bithynia tentaculata) die bei weitem häufigste Art. Sie ist anspruchslos und anpassungsfähig. Tritt sie im Vergleich zu anderen Arten sehr häufig auf, so kann dieser Umstand als deutlicher Degradationsanzeiger für das entsprechende Gewässer gewertet werden. Nicht so anspruchslos und weniger häufig ist die Bauchige Schnauzenschnecke (B. leachii), die bevorzugt in pflanzenreichen, stehenden und langsam fließenden Gewässern, auch in Altwässern v. a. des Optimalstadiums, vorkommt. Aus der Familie der Federkiemenschnecken (Valvatidae) sind in den Auengewässern die Flache Federkiemenschnecke (Valvata cristata) und die Gemeine Federkiemenschnecke (V. piscinalis) verbreitet. Beide Arten sind sauerstoffbedürftig und meiden somit das Terminalstadium. Wesentlich seltener als die zuvor genannten Arten ist die Sumpf-Kiemenschnecke (V. macrostoma), die allerdings auch auentypisch ist und durch die Revitalisierung der Auengewässer gefördert werden kann. Die Arten der Familie Viviparidae leben als Filtrierer, Weidegänger und Detritusfresser. Hinsichtlich ihrer ökologischen Ansprüche unterscheiden sie sich die beiden in Nord- und Mitteldeutschland vorkommenden Arten graduell, sie kommen aber nicht selten auch gemeinsam vor. Viviparus viviparus (Stumpfe Sumpfdeckelschnecke) ist eine Art vorrangig größerer, langsam fließender Gewässer. In Altwässern ist sie eine Charakterart der Initialphase, kann aber auch im Optimalstadium angetroffen werden. Obwohl sie stellenweise nicht selten ist, gilt die Art als stark gefährdet, da ihre Lebensraumansprüche in längst nicht mehr allen potenziellen Siedlungsgewässern erfüllt sind. V. viviparus kann deshalb als typische Leitart der Altwassersanierung angesehen werden. In den meisten Altwässern wesentlich häufiger angetroffen wird die Schwesterart V. contectus (Spitze Sumpfdeckelschnecke), die auf Grund ihres geringeren Sauerstoffbedarfes auch in stark verschlammten Altwässern des Terminalstadiums regelmäßig angetroffen werden kann. Unter den Lungenschnecken stellt die Familie der Schlammschnecken (Lymnaeidae) die größten und auffälligsten Arten, von denen einige in Altwässern sehr häufig vorkommen. Das

3.9 Mollusken

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gilt auch für die größte Art der Gruppe, die Spitzhorn-Schlammschnecke (Lymnaea stagnalis), welche in allen pflanzenreichen stehenden und langsam fließenden Gewässern lebt und oft mit anderen Arten der Familie wie der Gemeinen Sumpfschnecke (Stagnicola palustris), der Großen Sumpfschnecke (S. corvus), der Gemeinen Schlammschnecke (Radix balthica) und der Ohrschlammschnecke (R. auricularia) vergesellschaftet ist. R. balthica ist unter den genannten Arten fast immer die häufigste. Ähnlich wie B. tentaculata neigt sie auf Grund ihrer Anpassungsfähigkeit unter ungünstigen ökologischen Bedingungen zur Ausbildung sehr hoher Abundanzen. Als einzige kleine Art der Familie ist die Leberegelschnecke (Galba truncatula) in Altwässern verbreitet, und zwar fast ausschließlich in Flachwasserzonen, Verlandungsbereichen und Überschwemmungsbereichen. Von den Blasenschnecken (Physidae) kommen die Quellblasenschnecke (Physa fontinalis) und die Spitze Blasenschnecke (Physella acuta) in Altwässern vor, wobei P. fontinalis eine deutliche Präferenz für klare und pflanzenreiche Gewässer zeigt. Die Tellerschnecken (Planorbidae) sind eine weitere arten- und biomassereiche Familie der Lungenschnecken. Mehrere euryöke Arten kommen in Altwässern regelmäßig bis häufig vor. Dazu zählen die Posthornschnecke (Planorbarius corneus), die Gemeine Tellerschnecke (Planorbis planorbis), die gekielte Tellerschnecke (P. carinatus), die Scharfe Tellerschnecke (Anisus vortex), die Riementellerschnecke (Bathyomphalus contortus) sowie das weiße Posthörnchen (Gyraulus albus). Insbesondere durch die Schaffung und Erhaltung von pflanzenartenreichen, gut durchsonnten Flachwasserzonen können die gefährdeten Arten Gelippte Tellerschnecke (Anisus spirorbis) und Glattes Posthörnchen (Gyraulus laevis) gefördert werden. Muscheln sind im Gewässer nicht nur hinsichtlich ihrer Biomasseproduktion von Bedeutung, sie filtern dazu auch erhebliche Mengen von Wasser und befreien es somit von Trübstoffen. Die Sphaeriiden sind mit 23 Arten die größte Familie der einheimischen Süßwassermuscheln. Allerdings werden davon nur einige regelmäßig in Altwässern gefunden. Überall häufig ist die Kugelmuschel Sphaerium corneum, die in stehenden und fließenden Gewässern aller Art vorkommt und sich besonders in eutrophen und verschmutzten Gewässern durchsetzt. Die wesentlich anspruchsvollere Art Sphaerium rivicola (Flusskugelmuschel) kann sich in Altwässern nur in sauberen und durchströmten Abschnitten halten. Demgegenüber ist die Häubchenmuschel Musculium lacustre in pflanzenreichen Altwässern des Optimal- und Terminalstadiums meist häufig und erträgt auch Austrocknungsphasen (Falkner 1990). Die meisten der nur wenige mm großen Pisidien (Erbsenmuscheln) halten sich vorwiegend im feinen Sand und Schlamm des Bodengrundes von Flüssen und Bächen auf (Meyer 1987), einige Arten kommen aber auch in Altwässern vor. Für die rheophilen Arten Große Erbsenmuschel (Pisidium amnicum), Faltenerbsenmuschel (P. henslowanum) sowie die Dreieckige Erbsenmuschel (P. supinum) trifft dies überwiegend bezüglich des Initialstadiums zu. Die Glänzende Erbsenmuschel (P. nitidum), die Schiefe Erbsenmuschel (P. subtruncatum), die Gemeine Erbsenmuschel (P. casertanum) sowie die Aufgeblasene Erbsenmuschel (P. obtusale) findet man demgegenüber auch regelmäßig in den Gewässern des Optimalstadiums, wobei die letztgenannte Art eher zum Terminalstadium tendiert. Die beiden mit ca. 2mm kleinsten Arten der Gattung, die Winzige Faltenerbsenmuschel (P. moitessierianum) und die Kleinste Erbsenmuschel (P. tenuilineatum) sowie die etwas größere

80

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Schöne Erbsenmuschel (P. pulchellum) wurden ebenfalls vereinzelt in Altwässern nachgewiesen, sie sind aber (stark) gefährdet und können somit als Zielarten ihrer Sanierung gelten. Unter den Großmuscheln aus der Familie der Unionidae sind die Schwanenmuschel (Anodonta cygnea) (Abb.3.24), die Entenmuschel (A. anatina) und die Malermuschel (Unio pictorum) in den Altwässern aller Stadien oft häufig. Hingegen zeigt die Große Flussmuschel (U. tumidus), welche Schlamm meidet, eine deutliche Präferenz für das Initial- und Optimalstadium (Glöer u. Meier-Brook 2003).

Abbildung 3.24: Anodonta cygnea (Foto: U. Langheinrich) Tabelle 3.8: Häufige Molluskenarten der Altwasser (a) und Arten, (z. T. gefährdet), die durch Revitalisierung von Altwässern gefördert werden (b) a) Häufige Arten Anisus vortex, Anodonta cygnea, A. anatine, Bithynia tentaculata, Gyraulus albus, Lymnea stagnalis, Physa fontinalis, Pisidium casertanum, P. nitidum, P. subtruncatum, Planorbarius corneus, Planorbis Planorbis, Radix auricularia, Radix baltica, Stagnicola corvus, S. palustris, Unio pictorum, Valvata cristata, V. piscinalis, Viviparus contectus b) Geförderte Arten Anisus spirorbis, Bithynia leachii, Gyraulus laevis, Pisidium moitessierianum, P. obtusale, P. pulchellum, P. tenuilineatum, Sphaerium rivicola, Theodoxus fluviatilis, Unio tumidus, Valvata macrostoma, Viviparus viviparus

3.10 Säugetiere

81

3.10 Säugetiere Volker Lüderitz Es gibt nur wenige Säugetierarten, die für Flussaltwässer typisch sind. Unter diesen die Charakterart der Elbaltwässer schlechthin ist der Elbebiber (Castor fiber) (Abb.3.25). Biber ernähren sich rein pflanzlich, im Winterhalbjahr hauptsächlich von der Rinde von Weichhölzern wie Erlen und Pappeln, im Sommerhalbjahr dienen überwiegend weiche Wasser- und Uferpflanzen als Nahrung (Reichholf 1988). Stehende oder fließende Wohngewässer sind mindestens 1,5 m tief, sie dürfen nicht austrocknen und nicht bis zum Grund gefrieren. Da Letzteres bei verlandenden Altwässern aber häufig der Fall ist, sichert die Altwasserrevitalisierung auch die Lebensräume des Bibers, der trotz deutlichem Anwachsen der Populationen in den letzten 20 Jahren nach wie vor als gefährdete Art einzustufen ist.

Abbildung 3.25: Der Elbebiber (Castor fiber) (Foto: A. Weber)

Wesentlich stärker bedroht als die Bestände des Bibers sind die des Fischotters (Lutra lutra) (Abb.3.26). Der Otter, der sich neben Fischen vorrangig von Mollusken, Amphibien, Wasservögeln und Krebsen ernährt, benötigt klare, fischreiche Gewässer mit ausreichenden Versteckmöglichkeiten. Zunächst die Jagd, später Gewässerverbau- und Unterhaltung, Eutrophierung sowie im Falle der Altwässer die zunehmende Verlandung haben die Anzahl der Otter bis in die 1990er Jahre stetig zurückgehen lassen. Seither erholen sich die Bestände leicht. Eine wesentliche Maßnahme ist die Herstellung der ökologischen Durchgängigkeit, d. h. die Beseitigung von Wanderungshindernissen.

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Abbildung 3.26: Fischotter (Lutra lutra) beim Spiel (Foto: A. Weber)

Die Wasserspitzmaus (Neomys fodiens) bevorzugt üppig bewachsene Bach-, Fluss- und Seeufer, Röhrichte, Seggenrieder und Bruchwälder (Steinborn 1984). Sie ernährt sich von Makroinvertebraten und Kleinfischen. Da ihre Vorkommen auch an Altwässern sehr zerstreut sind, gilt die Art als gefährdet.

3.11 Vögel

83

3.11 Vögel Wulf Pohle, Volker Lüderitz Altwässer mit ihren Ufern und ihrem Umfeld sind ein außerordentlich bedeutender Lebensraum für zahlreiche Vogelarten, von denen etliche überwiegend an diesen Lebensraum gebunden sind. Stärker noch als bei anderen Gruppen von Tieren ist die enge Vernetzung von Gewässern und Umland für die Vielfalt der Vogelwelt an Altwässern von entscheidender Bedeutung. Dazu gehören Flussnähe, Strukturvielfalt des aquatischen und amphibischen Lebensraumes, gelegentliche Überflutung der Auen, unterschiedliche Feuchte von Standorten und die strukturelle Qualität der Gewässerschonstreifen. Das zunehmende Verschwinden von Altwässern bzw. ihr massiver Übergang in das Terminalstadium haben dazu geführt, dass viele Arten inzwischen auf den Roten Listen zu finden sind, weil sie nur noch vereinzelt geeignete Lebensräume vorfinden (Tab.3.9). Nachfolgend sollen Vogelarten beschrieben werden, die insbesondere für die Altwässer der Elbe charakteristisch sind und zum großen Teil als Ziel- und Leitarten der Altwasserrevitalisierung gelten können. Die Arten der Familie Podicipedidae (Lappentaucher) sind stark auf das Leben auf und im Wasser angepasst und bewegen sich daher auf dem Land relativ ungeschickt. Ihre Nester sind schwimmende Inseln, die aus Wasserpflanzen gebaut werden. Die weißen Eier färben sich durch die verrottenden Pflanzenteile im Laufe der Zeit braun. Der Haubentaucher (Podiceps cristatus) (Abb.3.27) ist die größte und auf Altwässern des Optimalstadiums sowie des einsetzenden Terminalstadiums zumeist häufigste der einheimischen Taucherarten. Fortschreitende Terminierung, v. a. in Verbindung mit starker Eutrophierung haben selbst diese relativ anspruchslose Art aus vielen Altwässern verdrängt.

Abbildung 3.27: Der Haubentaucher (Podiceps cristatus) (Foto: W. Pohle)

84

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Der etwas kleinere und wesentlich seltenere Rothalstaucher (Podiceps grisegena) scheint unter diesen Faktoren noch weit stärker zu leiden und brütet nur noch selten auf Altwässern. Als Ersatzlebensräume dienen ihm Fischteiche. Der kleine Zwergtaucher (Podiceps ruficollis) bevorzugt dicht bewachsene Tümpel und Teiche, er benötigt nur kleine Wasserflächen und kann deshalb unter den Lappentauchern durchaus als Charakterart des Terminalstadiums gelten. Da er sich vorrangig von Insekten, Kleinkrebsen und Kaulquappen ernährt, ist er auf Fische nicht angewiesen, er benötigt aber eine biomassereiche Unterwasserfauna (Nicolai et al. 1984). Unter den Reihern (Ardeidae) kommt vor allem der Graureiher (Ardea cinerea) regelmäßig an Altwässern vor. Für die Brut bevorzugen Graureiher Auenwälder, insbesondere alte Eichen und Ulmen. Sie ernähren sich außer von Fischen auch von Amphibien, Reptilien sowie von Wirbellosen und haben somit ein breites Nahrungsspektrum (Bezzel 1985). An der der „Dornburger Alten Elbe“ (vgl. Kap. 5.3.3) bestand über Jahrzehnte eine Kolonie von 10 bis 20 Brutpaaren. Im Jahr 2004 wurde die Kolonie verlassen. Als Grund dafür ist die Nesträuberei durch den Waschbären (Procyon lotor), der sich leider auch entlang der Elbe immer mehr ausgebreitet hat, sehr wahrscheinlich. Kleiner und optisch wesentlich weniger, dafür akustisch um so mehr auffällig sind die Rohrdommeln. Die Große Rohrdommel (Botaurus stellaris) und in noch höherem Maße die Zwergrohrdommel (Ixobrychus minutus) (Abb.3.28) sind stark bedrohte Arten, die sich von kleinen Fischen, Wasserinsekten und anderen Kleintieren ernähren. Ihre Nester bauen sie im dichten Schilfbestand 10 bis 30 cm über der Wasseroberfläche. Als Nistmaterial dienen stabile Schilfhalme und dünne Zweige. Die Altwässer der Mittleren Elbe dürften für diese Arten einer der wichtigsten verbliebenen Lebensräume sein, während ihr Bestand z. B. in den Bundesländern Nordrhein-Westfalen, Bayern, Baden-Württemberg und Hessen ganz oder weitestgehend erloschen ist (Bezzel 1995).

3.11 Vögel

85

Abbildung 3.28: Zwergrohrdommelpaar (Ixobrychus minutus) mit Nachwuchs (Foto: W. Pohle)

Unter den Entenvögeln (Anatidae) ist die Stockente (Anas platyrhynchos) die mit Abstand häufigste und anspruchsloseste Art, die auch in allen Stadien der Altwasserentwicklung häufig angetroffen wird. Verantwortlich dafür sind ihre ausgesprochene Omnivorie und die wenig wählerische Nutzung von Brutplätzen. Wesentlich seltener und stark gefährdet ist die Knäkente (Anas querquedula), deren Brutvorkommen an Elbaltwässern zerstreut nachgewiesen wurde. Sie brütet an eutrophen und deckungsreichen Binnengewässern mit meist kleinen, offenen Wasserflächen und ist somit eine Charakterart des einsetzenden Terminalstadiums. Ihre Gefährdung ergibt sich auch aus der recht spezialisierten, seihenden Ernährung von Wasserlinsen, Sämereien und oberflächennah vorkommenden Makroinvertebraten (Bezzel 1985). Der gleichen Gefährdungskategorie zuzuordnen ist die Löffelente (Anas clypeata), die ähnliche Habitate und auch eine ähnliche Ernährungsweise aufweist. In der Unterfamilie der Gänse (Anserinae) ist die Graugans (Anser anser) (Abb.3.29) die häufigste Brutvogelart in und an Altwässern. Sie bevorzugt zur Brutzeit Gewässer mit dichter Randvegetation und nächtigt auch auf dem Wasser, sucht ihre Nahrung aber bevorzugt an Land, d. h. auf Grünland und Äckern. Dort ist sie nicht selten gemeinsam mit dem Höckerschwan (Cygnus olor) (Abb.3.29) zu sehen. Brutplätze des Höckerschwans findet man auf Altwässern vornehmlich des Optimal- und frühen Terminalstadiums. Die Art bevorzugt Ge-

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

wässer mit reicher Unterwasservegetation, da sie sich fast ausschließlich vegetarisch ernährt (Nicolai et al. 1984).

Abbildung 3.29: Höckerschwan (Cygnus olor) und Graugans (Anser anser) (Foto: W. Pohle)

Unter den Greifvögeln (Falconiformes) ist die Rohrweihe (Circus aeruginosus) die Charakterart der Altwässer überhaupt. In den meist voluminösen Horsten im Röhricht werden in der Regel drei bis fünf Jungvögel aufgezogen. Die Rohrweihe ist nur beim Brutgeschäft auf Gewässer angewiesen, da sie ihren Horst prinzipiell im dichten Schilfgürtel anlegt. Sie erbeutet zwar auch an Wasser gebundene Beutetiere, aber meist fliegt sie bei der Jagd im Suchflug über Wiesen und Felder, um Kleinnager oder Frösche zu erbeuten. Der Fischadler (Pandion haliaetus) lebt vorrangig in waldreichen Seengebieten. Da er auf klare, fischreiche Gewässer angewiesen ist, aber Altwässer des Optimalstadiums nur noch mit geringer Zahl und Fläche vorhaben sind, ist er in Auengebieten sehr selten geworden. Die beiden Milane, der Rote Milan (Milvus milvus) und der Schwarze Milan (Milvus migrans) sind zwar nicht vom Wasser abhängig und brüten auch nicht dort, aber man kann sie häufig als sehr geschickte Fischer beobachten, wenn sie dicht unter der Wasseroberfläche schwimmende Fische ergreifen. Nahezu undenkbar ist das Bild der Auen ohne die Störche (Ciconiidae). Die beiden bei uns vorkommenden Arten haben sehr unterschiedliche Habitatansprüche. Während der Weißstorch (Ciconia ciconia) ein typischer und auffälliger Kulturfolger ist, der bevorzugt auf feuchten Wiesen, in seichten Gewässern, aber auch auf abgeernteten Äckern nach seiner vielfältigen tierischen Nahrung sucht und heute vorrangig in menschlichen Siedlungen brütet, ist der gefährdete Schwarzstorch (Ciconia nigra) ein ausgesprochener Kulturflüchter. Er bevorzugt feuchte Waldgebiete und kann somit durch Deichrückverlegungen und Auenrevitalisierungsmaßnahmen besonders gefördert werden.

3.11 Vögel

87

Die Rallen (Rallidae) sind typische Sumpfvögel, die meist an und auf vegetationsreichen Gewässern vorkommen und sich dort behände in dichtem Pflanzenbewuchs (Vegetationschlüpfer) bewegen (Schaefer 1994). Unter ihnen ist die Blässralle (Fulica atra) die auch auf Altwässern bei weitem häufigste Art. Als Allesfresser ist sie nicht auf ein bestimmtes Stadium angewiesen, kommt aber am häufigsten in der Optimal- und frühen Terminalphase vor. Ebenfalls verbreitet, aber wesentlich seltener und scheuer ist die Grünfüßige Teichralle (Gallinula chloropus). Sie brütet eher im Ufergebüsch als in Röhrichten und ist in ihrem Nahrungsspektrum ebenfalls nicht wählerisch. Weit stärker auf tierische Nahrung angewiesen ist die Wasserralle (Rallus aquaticus), die ihre Brutplätze vorrangig in hohen und dichten Röhrichtbeständen findet, aber mindestens kleine Wasserflächen braucht (Bezzel 1985). Sie kann an Altwässern als Charakterart des einsetzenden Terminalstadiums gelten. Auch für das das Tüpfelsumpfhuhn (Porzana porzana) gibt es einzelne Nachweise an Altwässern der Elbe, obwohl es schwerpunktmäßig eher in Niedermoorgebieten vorkommt. Die Limikolen – Regenpfeifer (Charadriidae) und Schnepfenvögel (Scolopacidae) leben in offenlandigen Feuchtgebieten, vor allem auch in der rezenten Aue und an Altwässern vorrangig des Initialstadiums; sie ernähren sich von Würmern und am Boden lebenden Kleintieren, sind Bodenbrüter und sehr empfindlich gegen Störungen. Ihre Nester sind meist in der dichten Vegetation versteckt, lediglich der Kiebitz (Vanellus vanellus) und die Uferschnepfe (Limosa limosa) (Abb.3.30) vertrauen gelegentlich auf die Schutzfärbung ihrer Eier. Der Kiebitz war ein bis in die 1970er Jahre ein häufiger Brutvogel auf feuchten Wiesen der Elbniederung. Als Folge von wasserbaulichen Maßnahmen, der daraus resultierenden Absenkung des Grundwasserstandes und der Austrocknung von Feuchtgebieten wurde der Kiebitz in dieser Region selten.

Abbildung 3.30: Die Uferschnepfe (Limosa limosa) (Foto: W. Pohle)

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3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Ein noch drastischerer Rückgang betraf die Uferschnepfe, den Rotschenkel (Tringa totanus) und die Bekassine (Gallinago gallinago). Im Bereich der Dornburger Alten Elbe brüten diese Arten seit Anfang der 1980er Jahre nicht mehr, auch ansonsten sind sie im Gebiet der Mittleren Elbe sehr selten. Alle drei Arten werden in den Roten Listen Sachsen-Anhalts (Tab.3.9) als „Vom Aussterben bedroht“ geführt.

Abbildung 3.31: Der Eisvogel (Alcedo atthis) nach erfolgreicher Jagd (Foto: W. Pohle)

Eine besondere optische Attraktion ist der farbenprächtige Eisvogel (Alcedo atthis) (Abb.3.31), die einzige einheimische Art der Familie der Eisvögel (Alcedinidae). Zum Brüten benötigt er Steilhänge (möglichst ins Wasser abfallende Steilufer), in die er seine Bruthöhlen graben kann. Seine Beute - Kleinfische wie z.B. Stichlinge -, erspäht er, auf über dem Wasser hängenden Zweigen sitzend, und stößt dann im Sturzflug ins Wasser, um die Beute zu ergreifen. Aus diesem Grund ist er auf klare, saubere Gewässer angewiesen, die reich an kleinen Fischen sind. Außerdem müssen Bäume nahe am Ufer stehen, die ihm als Sitzwarte dienen. Sind diese Voraussetzungen erfüllt, findet man den Eisvogel auch an Altwässern. Regelmäßig wird er z. B. am Sarensee (Abb.3.18) bei Dessau beobachtet, da dieser Altwassersee ein steiles Ostufer und durch den Grundwasserzutritt eine gute Wasserqualität aufweist. Die ebenfalls einzige Art ihrer Familie Remizidae (Beutelmeisen) in Mitteleuropa ist die einheimische Beutelmeise (Remiz pendulinus) (Abb.3.32), die zum Schutz gegen Feinde ihr Nest in über dem Wasser hängenden Astgabeln von Weiden oder anderen Bäumen webt. Das Nest ist ein hängender, aus Pflanzenfasern und Wolle gewebter Beutel mit seitlicher Eingangsröhre. Der Beutel wird vom Männchen gebaut, das Weibchen vollendet den Bau der

3.11 Vögel

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Eingangsröhre und übernimmt dann allein die Brutpflege, während das Männchen ein neues Nest beginnt. Die Beutelmeise ist zwar nicht häufig, doch brütet sie an buschreichen Ufern von Altwässern mit einer gewissen Stetigigkeit.

Abbildung 3.32: Die Beutelmeise (Remiz pendulinus) (Foto: W. Pohle)

Unter den Grasmückenartigen (Sylviidae) sind es die Rohrsänger, die auf und an Altwässern ihren – teilweise bevorzugten – Lebensraum finden. Bis auf den in Mitteldeutschland verschollenen Seggenrohrsänger (Acrocephalus paludicola) kommen alle einheimischen Arten dieser Gattung auch an den Altwässern der Elbe vor. Der Teichrohrsänger (Acrocephalus scirpaceus) ist darunter mit Abstand der häufigste. Sein etwas größerer Verwandter, der Drosselrohrsänger (Acrocephalus arundinaceus) ist eine stark gefährdete Art, die aber an den Elbaltwässern einen Verbreitungsschwerpunkt besitzt. Beide Arten weben ihre Nester als „Pfahlbauten“ etwa 1 m über der Wasseroberfläche zwischen mehrere Schilfhalme. Daher brauchen sie zum Brutgeschäft dichte Schilfrohrbestände. Als Insektenfresser erbeuten sie nicht nur Land-, sondern auch Wasserinsekten. Ihr Lebensraum sind u. a. Altwässer des Optimal- und frühen Terminalstadiums. Mehr zum Terminal-, ja selbst zum Postterminalstadium tendiert der Sumpfrohrsänger (Acrocephalus palustris). Sein Nest gleicht zwar in der Bauweise den zuvor erwähnten Arten, es kann aber auch in Schilfbeständen auf trocknenem Grund gefunden werden, ja sogar in dichten Brennnesselbeständen am Ufer. In seltenen Fällen brütet der Sumpfrohrsänger sogar in Raps- oder Getreidefeldern.

90

3 Lebensraum Altwasser im Initial-, Optimal- und Terminalstadium

Im Unterschied zu den anderen Rohrsängern ist der stark gefährdete Schilfrohrsänger (Acrocephalus schoenobaenus) ein Bodenbrüter. Er brütet entweder in der Ufervegetation oder in Schilfbeständen, in denen es kleine, trockene Stellen zum Nisten gibt. Die einzige bei uns lebende Art der Familie Kuckucksvögel (Cuculidae) ist der Kuckuck (Cuculus canorus). Der Kuckuck ist ein Insektenfresser, der auch haarige Raupen nicht verschmäht. Er ist zwar weder an Gewässer allgemein noch an Altwässer im Besonderen gebunden, lässt aber als Brutparasit seine Eier auch vom Teichrohrsänger und vom Sumpfrohrsänger ausbrüten. Unter den Ammern (Emberizidae) ist die Rohrammer (Emberiza schoeniclus) eine an Altwässern recht häufige und in der Habitatwahl nicht anspruchsvolle Art. Sie brütet meist nahe am Wasser in der Ufervegetation, in Schilfbeständen auf trockenem Grund, aber auch in feuchten Wiesen. Tabelle 3.9: Gefährdete Vogelarten, für die Altwässer und ihr Umfeld einen wichtigen Lebensraum darstellen (Einstufung nach den Roten Listen Sachsen-Anhalts; 1= vom Aussterben bedroht; 2=stark gefährdet, 3= gefährdet, V= Vorwarnliste)

Art

RL-Stufe

Art

RL-Stufe

Acrocephalus arundinaceus

2

Fulicula atra

V

A. palustris

V

Gallinago gallinago

1

A. schoenobaenus

2

Gallinula chloropus

V

Alcedo atthis

V

Ixobrychus minutus

2

Anthus pratensis

V

Limosa limosa

1

Botaurus stellaris

2

Milvus milvus

3

Anas clypeata

2

Pandion haliaetus

3

A. querquedula

2

Podiceps grisegena

2

Ciconia nigra

3

Porzana porzana

V

Circus aeruginosus

V

Tringa totanus

1

Cuculus canorus

V

Vanellus vanellus

2

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern Ökosysteme, wie die Natur an sich, entziehen sich im philosophischen Sinne der Bewertung durch den Menschen. Natürliche Systeme sind – für sich genommen – weder „gut“ noch „schlecht“. Eine Bewertung wird dann sinnvoll, wenn Ökosysteme durch den Menschen gestört werden, sie wird notwendig, wenn menschliche Aktivitäten diesen Störungen im Sinne einer Renaturierung entgegensteuern (Zerbe et al. 2008).

4.1 Ansätze und Probleme der Bewertung von Altwässern Volker Lüderitz Um den Erfolg von Renaturierungs-, Revitalisierungs- bzw. Sanierungsmaßnahmen einschätzen zu können, benötigt man weitestgehend beobachterunabhängige Bewertungsverfahren, die wesentliche biotische und abiotische Komponenten des jeweiligen Ökosystems erfassen und in einen Vergleich mit einem Leitbild stellen. Das Leitbild ist in diesem Kontext der potenziell natürliche Zustand, bezogen auf Gewässer also der heutige potenzielle natürliche Gewässerzustand (hpnG). Die Abweichung vom Leitbild wird abstufend bewertet. Die Europäische Wasserrahmenrichtlinie (EG-WRRL), die im Jahr 2000 in Kraft getreten ist und den Umgang mit den Gewässern auch in den nächsten 20 Jahren ganz wesentlich bestimmen wird, nennt als Ziel von Renaturierungsmaßnahmen den Guten Ökologischen Zustand (GÖZ), in den biologische, hydromorphologische und chemische Qualitätskomponenten eingehen, wobei die biologischen als die entscheidenden anzusehen sind (Tab.4.1). Tabelle 4.1: Qualitätskomponenten des ökologischen und chemischen Zustandes nach EG-WRRL

Beschreibung des ökologischer Zustandes

Beschreibung des chemischen Zustandes

biologische Qualitätskomponenten

Stoffe Anhang X der Richtlinie 2000/60/EG

hydromorphologische Qualitätskomponenten

chemische und physikalischchemische Qualitätskomponenten, spezifische synthetische Schadstoffe, spezifische nicht synthetische Schadstoffe

Bewertungsstufen:

Bewertungsstufen:

sehr guter Zustand, guter Zustand, mäßiger Zustand, unbefriedigender Zustand, schlechter Zustand

gut, nicht gut

Der GÖZ wird nach den Bestimmungen der EG-WRRL ergänzt durch den Guten Chemischen Zustand (Kap. 4.6). Der GÖZ ist im Sinne der EG-WRRL ein Zustand, in dem sich die Qualitätskomponenten nur geringfügig vom Sehr Guten Zustand, also dem Leitbild, unterscheiden. Das bedeutet z. B., dass Artendefizite nicht zulässig sind, wohl aber gewisse Abweichungen von den Dominanzstrukturen im Vergleich zum unbeeinflussten Zustand.

92

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

Zur Festlegung von Leitbildern bzw. Referenzzuständen werden Informationen über existierende naturnahe Gewässer, historische Daten sowie auch Modelle und theoretische Überlegungen genutzt. Die Grundannahme ist, dass Referenzgewässer nur eine minimale anthropogene Belastung aufweisen dürfen. Diese Annahmen werden nach Pottgießer und Sommerhäuser (2004) insbesondere für Fließgewässer wie folgt konkretisiert: Morphologie und Habitate x Vorhandensein der potenziell natürlichen aquatischen und amphibischen Vegetation, keine Nutzung x keine Querbauwerke, durch die Geschiebetrieb oder Fischwanderungen behindert werden x keine Totholzräumung x keine Ufer- und Sohlenbefestigungen Auenvegetation x natürliche Ufervegetation muss laterale Verbindungen in die Aue ermöglichen Hydrologie und Regulation x keine Veränderungen des natürlichen Abflussverhaltens x keine beeinflussenden Stauhaltungen im Oberwasser x keine Restwassersituation

x x x x x x

Physikalische und chemische Bedingungen keine punktuellen Einleitungen keine diffusen Einleitungen und Eutrophierung keine anthropogene Versauerung keine gravierende Veränderung des Temperaturhaushaltes keine Versalzung keine Beeinflussung durch toxische Stoffe

Biologische Bedingungen x keine Beeinträchtigung durch Neozoen und Neophyten x keine Beeinträchtigung durch Aquakultur (z. B. Karpfenzuchtteiche) Solche Bedingungen existieren überwiegend nur noch an kleineren Gewässern der Mittelgebirge, im Tiefland bestenfalls auf ehemals oder noch immer gesperrten Territorien, z. B. auf Truppenübungsplätzen. Für andere Gewässertypen bietet sich zur Feststellung des guten ökologischen Zustandes eine Kombination von an annährend natürlichen Gewässern gewonnenen Daten, historischen Unterlagen oder Daten zu „potenziell natürlichen Habitaten“ sowie zu Gewässern vergleichbarer Ökoregionen an. Für die „Altgewässer der Sandgeprägten Ströme“ ist die Erstellung eines konsistenten Leitbildes prinzipiell an Grenzen gebunden, da sie im Unterschied zu Fließgewässern einer Alterung unterliegen (Kap. 2). Ihre abiotischen und biotischen Verhältnisse unterliegen über Jahrzehnte und Jahrhunderte einer Wandlung hin zu einem immer stärkeren Seen- und schließlich Moorcharakter. Altwässer in der Initialphase (Altarme) werden vom Hauptstrom mit Wasser versorgt und durchflossen, daher ähnelt ihr Arteninventar dem der Sandgeprägten

4.1 Ansätze und Probleme der Bewertung von Altwässern

93

Ströme. In der Optimalphase ist das Altwasser zeitlich überwiegend vom Strom getrennt, deshalb überwiegen die limnophilen und – durch die Ausprägung von Makrophytengesellschaften - phytophilen Arten. Im Terminalstadium schließlich dominieren iliophile und tyrphophile Arten. Da das Optimalstadium jedoch nicht nur die meisten, sondern auch die Arten beheimatet, die für Altwässer charakteristisch und teilweise auf sie angewiesen sind, wird dieses Stadium in seiner naturnahen Ausprägung hier als Leitbild angesehen. Dieses prinzipielle Problem bei der Leitbilderstellung wird verstärkt durch den gegenwärtigen Zustand. Die Altwässer der großen Flüsse und Ströme liegen in Mitteleuropa kaum noch in der Initial- und nur selten in der Optimalphase vor (vgl. Kap. 2.3). Diese wenigen Gewässer in Verbindung mit der Nutzung historischer Informationen dienten hier in der Tat der Leitbilderstellung. Zugute kam den Autoren dabei, dass einige der in Kap. 5 beschriebenen Revitalisierungsmaßnahmen bereits in den 1990er Jahren durchgeführt wurden, so dass der Kühnauer See, der Wallwitzsee sowie die Alte Elbe bei Klieken unter dem Gesichtspunkt der Leitbildentwicklung untersucht werden konnten. Welche Organismengruppen kommen für die leitbildorientierte Bewertung von Altwässern infrage? Die EG-WRRL schreibt x

Phytoplankton

x

Phytobenthos / Diatomeen

x

Makrophyten

x

Makrozoobenthos und

x

Fische

vor. Auf die Schwierigkeiten bei der Zuordnung des Phytoplanktons zu den verschiedenen Altersstadien wurde bereits eingegangen (vgl. Kap. 3.2). Phytobenthos und Diatomeen sind zumindest für das Optimal- und Terminalstadium von Altwässern nicht geeignet (Feld et al. 2005). Für die anderen Gruppen werden im folgenden Bewertungsmethoden entwickelt bzw. zumindest Ansätze aufgezeigt.

94

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

4.2 Multimetrische Bewertung auf Grundlage der Makroinvertebraten Volker Lüderitz, Christian Kunz 4.2.1 Eignung von Makroinvertebraten für die Gewässerbewertung Makroinvertebraten (MI), d. h. mit dem bloßen Auge sichtbare Wirbellose, sind eine stammesgeschichtlich heterogene Organismengruppe. Sie werden seit Jahrzehnten für die Bioindikation v. a. in aquatischen Ökosystemen genutzt, wobei ihre diesbezügliche Rolle im Rahmen der Umsetzung der EG-WRRL noch weiter an Bedeutung gewinnt. In Mitteleuropa kommen weit über 1000 MI-Arten vor, wobei Käfer und Köcherfliegen (vgl. Kap. 3) sowie Zweiflügler zu den artenreichsten Gruppen gehören. Neben dieser hohen Artenzahl sind es v. a. folgende Eigenschaften, die die häufige Nutzung der MI als Bioindikatoren befördern: x Viele Arten sind stenök, d. h. sie sind auf eine bestimmte Umweltqualität angewiesen. Vielfach zeigen sie auch eine sehr differenzierte Reaktion auf verschiedene Formen der Umweltbelastung. So gibt es z. B. zahlreiche Arten v. a. von Köcher- bzw. Steinfliegen, die zwar kaum organische Belastungen, dafür aber sehr niedrige pH-Werte tolerieren. x MI lassen sich mit Hilfe von Sieben und Netzen sehr einfach aufsammeln – im Unterschied z. B. zum erheblichen Aufwand bei der Elektrobefischung. Auch die taxonomische Identifikation der Arten ist mit der inzwischen verfügbaren Bestimmungsliteratur meist unproblematisch möglich. x MI haben zumeist kurze Generationszeiten und verfügen über wirkungsvolle Ausbreitungsmechanismen (z. B. geflügelte Insekten). Somit ist eine Wiederbesiedelung nach Katastrophen, aber auch nach Sanierungsmaßnahmen, innerhalb relativ kurzer Zeit möglich. MI-basierte Indikationssysteme sind in den letzten Jahren v. a. für Fließgewässer entwickelt worden, u. a.: x Der überarbeitete und erweiterte Saprobienindex, der die organische Belastung abbildet (Rolauffs et al. 2004). x Der Deutsche Fauna-Index, der ein biologisches Maß für die hydromorphologischstrukturelle Degradation ist (Lorenz et al. 2004). x Der Versauerungsindex (Braukmann u. Biss 2004). Für stehende Gewässer existieren belastbare, MI-gestützte Bewertungsverfahren bisher nicht, also sind die genannten Methoden bei Altwässern allenfalls im Initialstadium anwendbar. Deshalb soll in den folgenden Abschnitten ein altwasserspezifisches Bewertungssystem vorgestellt werden, das aus den Modulen „Autökologie / Leitbildvergleich“ sowie „Diversität / Schutzwürdigkeit“ besteht.

4.2 Multimetrische Bewertung auf Grundlage der Makroinvertebraten

95

4.2.2 Modul Autökologie / Leitbildvergleich 4.2.2.1 Bewertung auf Grundlage der autökologischen Eigenschaften von MI-Arten Auf Grundlage langjähriger eigener Untersuchungen der Autoren (Lüderitz et al. 1997, Lüderitz et al. 2000, Langheinrich et al. 2002, unveröffentlichte Ergebnisse) sowie der autökologischen Charakterisierung der aquatischen MI-Fauna (Schmedtje 1996) wurde ein quantifiziertes Leitbild erstellt (s. Tab.4.2). Die verschiedenen MI-Arten werden halbquantitativ entsprechend ihres Vorkommens den verschiedenen Stadien der Altwasserentwicklung zugeordnet. Tabelle 4.2: Vorkommen ausgewählter Gruppen von Makroinvertebraten in den verschiedenen Entwicklungsstadien von Flussaltwässern mit halbquantitativer Angabe der jeweiligen Häufigkeit (0 = fehlend, 1 = sehr selten, 2 = selten, 3 = nicht häufig, 4 = verbreitet, 5 = häufig, 6 = sehr häufig, 7 = Massenvorkommen)

terminal

1 4 5 3 1 4 1 5 4 3 2 2 2 4 4 4 4 4 3

optimal

0 1 2 0 0 1 0 0 0 0 4 0 0 0 0 0 2 1 0

Art Odonata 2 Gomphus pulchellus 4 Ischnura elegans 4 Lestes sponsa 2 Leucorrhinia albifrons 3 Leucorrhinia pectoralis 4 Libellula depressa 3 Libellula fulva 3 Libellula quadrimaculata 3 Orthetrum cancellatum 3 Platycnemis pennipes 0 Pyrrhosoma nymphula 3 Somatochlora metallica 0 Sympecma fusca 3 Sympetrum danae 0 Sympetrum flaveolum 2 Sympetrum pedemontanum 2 Sympetrum sanguineum 2 Sympetrum striolatum 0 Sympetrum vulgatum

initial

Aeshna affinis Aeshna cyanea Aeshna grandis Aeshna isosceles Aeshna juncea Aeshna mixta Aeshna viridis Anax imperator Anax parthenope Brachytron pratense Calopteryx splendens Chalcolestes viridis Coenagrion lunulatum Coenagrion puella Coenagrion pulchellum Cordulia aenea Enallagma cyathigerum Erythromma najas Erythromma viridulum

terminal

Art

optimal

initial

a) Libellen

4 2 0 0 0 3 2 1 4 3 3 1 0 0 0 0 0 1 0

0 5 1 1 1 4 2 3 3 4 4 4 3 3 4 4 4 3 4

0 2 2 1 4 0 0 3 0 0 0 1 4 5 3 1 1 1 1

96

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

terminal

4 4 1 0 3 4 3 3 4 3 2 2 3 2 3 3 1 4 1 2 2 1 3 1 3 1 2 3 3 2 3 4 5 4 3 4 3 3 4 2 3

optimal

2 2 0 0 3 0 0 2 0 0 0 0 2 0 0 1 0 1 0 0 0 0 0 0 0 0 0 3 1 5 0 0 4 4 0 0 2 3 0 0 0

Art Coleoptera 0 Hydaticus continentalis 1 Hydaticus seminiger 2 Hydaticus transversalis 1 Hydrobius fuscipes 0 Hydrochara caraboides 3 Hydroglyphus geminus 3 Hydrophilus aterrimus 0 Hydrophilus piceus 4 Hydroporus angustatus 4 Hydroporus palustris 2 Hydroporus planus 2 Hydroporus striola 0 Hygrotus confluens 3 Hygrotus impressopunctatus 0 Hygrotus inaequalis 0 Hygrotus versicolor 0 Hyphydrus ovatus 3 Ilybius ater 2 Ilybius fenestratus 0 Ilybius fuliginosus 0 Ilybius quadriguttatus 0 Laccobius bipunctatus 2 Laccobius colon 1 Laccobius minutus 0 Laccophilus hyalinus 0 Laccophilus minutus 3 Limnoxenus niger 3 Nebrioporus assimilis 0 Noterus clavicornis 0 Noterus crassicornis 3 Peltodytes caesus 3 Platambus maculatus 0 Porhydrus lineatus 0 Potamonectes elegans 3 Rhantus bistriatus 3 Rhantus exsoletus 2 Rhantus grapii 2 Rhantus latitans 3 Rhantus suturalis 3 Scirtes hemisphaericus 3 Stictotarsus duodecimpustulatus

initial

Acilius sulcatus Agabus bipustulatus Agabus congener Agabus fuscipennis Agabus paludosus Agabus sturmii Agabus undulatus Anacaena bipustulata Anacaena limbata Berosus luridus Bidessus minutissimus Bidessus unistriatus Brychius elevatus Colymbetes fuscus Cybister lateralimarginalis Dytiscus dimidiatus Dytiscus latissimus Dytiscus marginalis Dytiscus semisulcatus Enochrus melanocephalus Enochrus quadripunctatus Graphoderus bilineatus Graphoderus cinereus Graphoderus zonatus Graptodytes pictus Gyrinus marinus Gyrinus paykulli Gyrinus substriatus Haliplus flavicollis Haliplus fluviatilis Haliplus immaculatus Haliplus laminatus Haliplus lineatocollis Haliplus obliquus Haliplus ruficollis Helochares obscurus Helophorus aquaticus Helophorus brevipalpis Helophorus flavipes Helophorus granularis Helophorus minutus

terminal

Art

optimal

initial

b) Käfer

0 0 0 2 2 0 2 2 0 0 0 0 0 0 2 3 2 0 0 2 0 0 2 2 0 2 0 3 0 0 0 4 0 4 0 0 0 0 0 0 2

2 3 4 5 4 3 3 3 3 5 3 3 3 2 3 3 4 3 3 4 3 3 3 3 3 3 4 0 4 3 2 2 2 0 2 4 2 0 3 3 3

0 2 0 0 0 0 0 0 2 3 2 2 0 3 0 0 2 3 2 2 0 0 0 2 2 2 0 0 4 3 0 0 0 0 1 2 0 2 0 0 0

4.2 Multimetrische Bewertung auf Grundlage der Makroinvertebraten

97

0 0 0 3 2 0 0 0 2 0 3 2 3

3 2 3 1 1 2 3 3 2 3 2 5 0

Baetis buceratus Baetis fuscatus Baetis tracheatus Caenis horaria Caenis robusta Centroptilum luteolum Cloeon dipterum

4 3 3 0 0 2 0

0 2 0 3 2 3 4

Nemoura cinerea

3

0

4 Neureclipsis bimaculata 3 Oecetis furva 0 Oecetis lacustris 0 Oecetis ochracea 0 Oligostomis reticulata 4 Oligotricha striata 2 Phryganea bipunctata 3 Phryganea grandis grandis 0 Polycentropus flavomaculatus 0 Potamophylax rotundipennis 0 Tinodes waeneri waeneri 4 Triaenodes bicolor 0 Ephemeroptera 0 Cloeon simile 0 Ephemera vulgata 0 Heptagenia sulphurea 3 Leptophlebia marginata 0 Leptophlebia vespertina 0 Paraleptophlebia submarginata 5 Siphlonurus aestivalis Plecoptera 0 Nemourella pictetii

terminal

3 1 5 2 2 2 3 3 2 3

optimal

2 3 0 3 4 3 2 0 0 0

Art Trichoptera 0 Limnephilus nigriceps 0 Limnephilus politus 2 Limnephilus rhombicus 0 Limnephilus sparsus 0 Limnephilus stigma 0 Limnephilus vittatus 0 Lype phaeopa 0 Molanna angustata 3 Mystacides azureus 4 Mystacides longicornis

initial

Agrypnia pagetana Athripsodes albifrons Athripsodes aterrimus Athripsodes cinereus Ceraclea dissimilis Ceraclea senilis Cyrnus flavidus Cyrnus insolutus Cyrnus trimaculatus Glyphotaelius pellucidus Grammotaulius nigropunctatus Grammotaulius nitidus Holocentropus picicornis Hydroptila angulata Leptocerus tineiformis Limnephilus auricula Limnephilus binotatus Limnephilus decipiens Limnephilus extricatus Limnephilus flavicornis Limnephilus fuscicornis Limnephilus lunatus Limnephilus marmoratus

terminal

Art

optimal

initial

c) Köcher-, Eintags- und Steinfliegen

0 3 1 0 0 1 2 4 3 3

3 2 4 2 4 2 3 2 1 2

3 0 1 3 1 3 2 0 0 0

4 1 1 2 0 0 2 0 3 3 3 0

2 3 3 3 2 2 4 3 0 0 2 3

0 0 0 0 3 3 0 1 0 0 0 0

0 3 3 1 2 3 2

3 2 0 3 2 2 2

0 0 0 3 0 0 0

3

0

0

98

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

2

terminal

Asellus aquaticus

optimal

0 0 2 2 3 2 3 4 2 0 2 2 4 4 3 3 0

Art Bivalvia/Gastropoda 4 0 Pisidium subtruncatum 3 0 Planorbarius corneus 5 5 Planorbis carinatus 4 0 Planorbis planorbis 4 0 Radix auricularia 3 0 Radix balthica 5 3 Segmentina nitida 4 0 Sphaerium corneum 3 0 Sphaerium rivicola 1 0 Stagnicola corvus 5 3 Stagnicola palustris 3 0 Theodoxus fluviatilis 4 0 Unio pictorum pictorum 3 0 Unio tumidus tumidus 3 0 Valvata piscinalis piscinalis 3 0 Viviparus contectus 2 4 Viviparus viviparus Crustacea 3 5 Gammarus roeselii

initial

Acroloxus lacustris Anisus spirorbis Anisus vortex Anodonta anatina Anodonta cygnea Bithynia leachii leachii Bithynia tentaculata Gyraulus albus Gyraulus crista Gyraulus laevis Lymnaea stagnalis Musculium lacustre Physa fontinalis Pisidium amnicum Pisidium henslowanum Pisidium nitidum Pisidium obtusale

terminal

Art

optimal

initial

d) Muscheln, Schnecken und Krebse

2 3 3 0 0 2 0 2 3 2 2 2 3 4 2 2 4

3 5 3 5 4 5 3 3 0 3 5 0 3 2 3 4 2

2 3 0 3 0 4 2 2 0 0 3 0 1 0 0 0 0

3

0

0

Das hier vorgeschlagene Bewertungsverfahren nutzt das Leitbild, in dem die autökologischen Merkmale (Habitatinanspruchnahme, Strömungspräferenzen, Ernährungstypen, längszonale biozönotische Verteilung) der Leitbildarten mit den diesbezüglichen Ergebnissen an einer bestimmten Messstelle gegenübergestellt werden. Dieser Vergleich erfolgt für alle drei Stadien, so dass die jeweilige prozentuale Nähe des Untersuchungsgewässers zum Initial-, Optimal- bzw. Terminalstadium ermittelt werden kann. Das Verfahren ermöglicht somit eine beobachterunabhängige, biozönotische Bewertung des Alterungsgrades beim entsprechenden Altwasser. Zur Berechnung kann das Programm ASTERICS verwendet werden (www.fliessgewaesserbewertung.de), welches zwar ausschließlich zur Bewertung von Fließgewässern entwickelt wurde und somit für Altwässer nicht anwendbar ist, aber die notwendigen autökologischen Daten gewässertypenunabhängig bereitstellt und verrechnet. Die Berechnung erfolgte wie folgt: Um die Differenzen zwischen den Leitbildern der verschiedenen Phasen und dem Untersuchungsabschnitt deutlich zu machen, wird die Summe der jeweils geringeren Werte der Berechnungen, in der Tabelle 4.3 fett gedruckt, verdoppelt und dann mit dem arithmetischen Mittel der Summen der jeweiligen Phase und der Messstelle dividiert. Für den Fall Strömungspräferenz bedeutet das I = 79,92/[(97,25+79,92)/2] = 0,90. Diese Formel ist angelehnt an die Berechnung des Sørensen-Indexes, der weiter unten erläutert wird. Diese Berechnung wird dann für die anderen Präferenzen und Verteilungen durchgeführt und über diese dann das oben genannte arithmetische Mittel berechnet.

4.2 Multimetrische Bewertung auf Grundlage der Makroinvertebraten

99

Ernährungspräferenzen

Habitatpräferenzen

Strömungspräferenzen

Tabelle 4.3: Ermittlung der Übereinstimmungen von Habitatansprüchen der Makroinvertebraten eines Untersuchungsabschnittes (Dornburger Alte Elbe bei Magdeburg) mit der Optimalphase eines Altwassers; Differenz zu 100% in der Optimalphase: indifferente Arten Optimalphase

AE 4 07.06.06 (Plötzky)

Übereinstimmung

Limnobiont [%]

5,77

0,00

0,00

Limnophil [%]

40,91

35,67

35,67

Limno-Rheophil [%]

39,28

34,18

34,18

Rheo-Limnophil [%]

9,65

8,44

8,44

Rheophil [%]

1,65

1,64

1,64

Rheobiont [%]

0,00

0,00

0,00

Summe

97,25

79,92

79,92

Pelal [%]

16,36

21,65

16,36

Argillal [%]

0,98

1,20

0,98

Psammal [%]

3,19

4,52

3,19 1,30

Akal [%]

2,26

1,30

Lithoral [%]

3,56

6,09

3,56

Phytal [%]

49,86

47,75

47,75

P. org. Material [%]

11,84

8,75

8,75

88,05

91,27

81,90

Weidegänger [%]

14,67

9,81

9,81

Minierer [%]

0,57

0,00

0,00 0,00

Holzfresser [%]

0,07

0,00

Zerkleinerer [%]

11,12

6,44

6,44

Sammler [%]

6,54

14,27

6,54

aktive Filtrierer [%]

5,53

13,43

5,53

passive Filtrierer [%]

0,18

0,00

0,00

Räuber [%]

56,01

54,95

54,95

94,70

98,89

83,26

0,40

0,53

0,40

Verteilung

Längszonale Biozönotische

Krenal Hypokrenal

0,43

0,73

0,43

Epirhitral

0,75

1,47

0,75

Metarhithral

2,69

2,80

2,69

Hyporhithral

5,79

7,00

5,79

Epipotamal

8,45

10,46

8,45

Metapotamal

10,72

14,87

10,72

I

0,90

0,91

0,86

Hypopotamal

2,09

3,90

2,09

Littoral

66,74

52,86

52,86

Profundal

0,37

0,33

0,33

98,44

94,95

84,52

0,87

378,43

365,03

329,60

0,89

100

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

Als Beispiel für die Berechnung soll ein Abschnitt der Dornburger Alten Elbe südöstlich von Magdeburg mit temporärer Durchströmung dienen. Dieser Gewässerabschnitt wird bei Hochwasser führender Elbe zum Schutz der Städte Magdeburg und Schönebeck als Umflutkanal zur Verringerung der Spitzenwasserstände durchströmt, organische Sedimente sind in diesem Abschnitt nicht anzutreffen, Freiwasserflächen sind die Regel (Abb.4.1).

Abbildung 4.1: Temporär durchströmter Abschnitt der Dornburger Alten Elbe (Foto: C. Kunz)

Der Abschnitt stimmt mit dem Leitbild der Optimalphase zu 89% (0,89) überein. Er ist als jung einzustufen, da es auch eine größere Übereinstimmung mit der Initial- als mit der Terminalphase gibt (Abb.4.2). Dieses Ergebnis ist das arithmetische Mittel der Übereinstimmungen von Strömungs- und Habitatpräferenz, Ernährungstypen sowie der längszonalen biozönotischen Verteilung. Der Vollständigkeit halber muss die Übereinstimmung des Gewässerabschnittes mit allen drei Leitbildern ermittelt werden. In einem Diagramm kann man die Ergebnisse für Initialphase, Optimal- und Terminalphase auftragen; so kann man erkennen, ob ein Altwasser in eine bestimmte Phase drängt oder sich in ihr befindet (Abb.4.2).

4.2 Multimetrische Bewertung auf Grundlage der Makroinvertebraten

101

Messstelle innerhalb der Magdeburger Umflut 100

ökologische Übereinstimmung [%]

90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 initial

optimal

terminal

Abbildung 4.2: Ökologische Übereinstimmung der Messstelle innerhalb der Magdeburger Umflut mit den Leitbildern der Altersphasen

Ein Abschnitt der Alten Elbe in der entkoppelten Aue, dominiert von der Krebsschere sowie von Seggen und Binsen und mit beginnender Vermoorung (Abb.4.3) bildet den Kontrast zum vorherigen Gewässerabschnitt.

Abbildung 4.3: Messstelle im entkoppelten Abschnitt der Dornburger Alten Elbe (Foto: U. Langheinrich)

102

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

Messstelle innerhalb der entkoppelten Aue 100

ökologische Übereinstimmung [%]

90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 initial

optimal

terminal

Abbildung 4.4: Ökologische Übereinstimmung des Untersuchungsabschnittes in der entkoppelten Aue mit den Leitbildern der Sukzessionsphasen

Abbildung 4.4 zeigt, dass hier die größte Leitbildübereinstimmung mit dem Leitbild der Terminalphase zu beobachten ist. In der Einleitung wurde schon auf die teilweise Artenübereinstimmung der Phasen hingewiesen. Diese Artenübereinstimmung ist schlüssig, da das System „Altwasser“ sich nicht sprunghaft von einem in den anderen Zustand begibt, es handelt sich vielmehr um eine langsame, aber kontinuierliche Entwicklung. Dies ist auch der Grund dafür, dass in den Diagrammen (Abb.4.2 und 4.4) die Übereinstimmung sowohl mit der Optimalphase als auch mit den anderen Phasen sehr hoch und in der Summe größer 100% ist. Zur Verdeutlichung wurden zusätzlich die drei Altersphasen mit der Optimalphase verglichen (Abb.4.5). Deutlich erkennbar ist die große Übereinstimmung der Optimalphase mit der Initial- sowie der Terminalphase. Der Grad der Übereinstimmung mit einer bestimmten Sukzessionsphase bedeutet per se noch keine eigentliche Bewertung! Ein Bewertungsansatz ergibt sich allerdings unter der Berücksichtung der Tatsache, dass heute mehr als 80% der Altwässer in der Terminal- oder Postterminalphase sind. Insofern kommt der Erhaltung bzw. Wiederherstellung von Initialund v. a. Optimallebensräumen eine besondere Bedeutung zu – diese Zielstellung der Sanierung wird zum Bewertungsmaßstab.

4.2 Multimetrische Bewertung auf Grundlage der Makroinvertebraten

103

Optimalphase 100

ökologische Übereinstimmung [%]

90 80 70 60 50 40 30 20 10 0 initial

optimal

terminal

Abbildung 4.5: Ökologische Übereinstimmung der Optimalphase mit den anderen Phasen

Eine Bewertung in einem fünfstufigen System ist dann wie folgt denkbar: ¨Initial-Terminal gibt Informationen über das Alterstadium des Gewässers. Ist diese Differenz positiv, handelt es sich um ein „jüngeres“ Altwasser, ist sie negativ, um ein „gealtertes“ Altwasser. In der folgenden Tabelle 4.4 ist die in der Bewertung genutzte, unter Umständen modifizierbare Abstufung dargestellt. Tabelle 4.4: Anpassung der „Alterskurve“ an ein 5-stufiges Bewertungssystem Differenz der Prozentpunkte (Initial – Terminal) •+10

Alter

Bewertung

sehr jung

5 (sehr gut)

•+5

jung

4 (gut)

-5

mäßig gealtert

3 (mäßig)

”-5

alt

2 (unbefriedigend)

”-10

sehr alt

1(schlecht)

4.2.2.2 Direkter Vergleich des Arteninventars einer Messstelle mit dem des Leitbildes Optimalphase Als Alternative zum Vergleich der autökologischen Eigenschaften bzw. in Ergänzung zu diesem kann auch ein direkter Vergleich zwischen den gefunden Arten und den Arten des Leitbildes der Optimalphase – sowie bei Bedarf auch der anderen Phasen - durchgeführt werden. Dazu berechnet man den Anteil der Leitarten (vgl. Kap. 3; Tab.4.2) an den in einem Gewässerabschnitt gefunden gesamtem MI-Arten (Leitartenindex LAI):

104

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

LAI

Leitarten *100 >%@ Gesamtartenzahl

Diese Form der Berechnung ist unkompliziert vorzunehmen, berücksichtigt aber ebenso wenig wie der nachfolgende Index nicht die Dominanzverhältnisse der Arten. Jedoch lässt sich anhand regionalspezifischer Justierung von Dominanzverhältnissen in den Leitbildgewässern auch ein quantifizierter Leitartenindex LAIq als Quotient der Abundanzen der Leitarten und der aller Arten im Gewässer berechnen:

LAIq

¦ A(Leitarten) *100 >%@ ¦ A(Gesamtarten)

Mit dem Sørensen-Quotient oder Sørensen-Index können zwei Gewässer direkt verglichen werden, er beschreibt ebenfalls die Übereinstimmung der Arten. Auch hier werden die Dominanzverhältnisse vernachlässigt. Als Folge können also Einzelfunde den Index genauso aufwerten wie Massenvorkommen. Der Index nach Sørensen berechnet sich wie folgt:

I

2S G * 100 [%] S A  SB

Bei dieser Gleichung ist SG die Anzahl der in beiden Gewässern vorkommenden Arten, SA und SB hingegen die Anzahl der jeweils vorkommenden Arten in Gewässer A bzw. B. Um die Ergebnisse des Artenvergleiches in ein praktikables Bewertungssystem einzubetten, wurden Grenzen der Übereinstimmung gewählt, um zwischen positiven (‚5’) und negativen (‚1’) Zuständen unterscheiden zu können. Tabelle 4.5: Gewählte Grenzen der Ähnlichkeiten bei der Altwasserbewertung Sørensen-Index

Leitartenanteil

Bewertung

•40

•50

5

•30

•40

4

•20

•30

3

•10

•20

2

4 >2 ” 50 ” 100 ” 200 ” 400 ” 800 ” 50 ” 100 ” 200 ” 400 ” 800 ”3 ”5 ” 10 ” 20 ” 40 ” 10 ” 25 ” 50 ” 100 ” 200

IV > 24 > 20 > 0,8 > 2,4 > 1,2 > 0,8 ”2 > 800 > 800 > 40 > 200

140

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

Tabelle 4.20: Güteklassifikation der 7 Schwermetalle im Schwebstoff in mg/kg nach der jeweils strengsten Zielvorgabe über alle Schutzgüter; es bedeuten: A = Schutzgut "Aquatische Lebensgemeinschaften", S = Schutzgut "Schwebstoffe und Sedimente"; Vergleichswert: 50-Perzentil (Quelle: Umweltbundesamt, Daten der Länderarbeitsgemeinschaft Wasser (LAWA) Stoffbezogene chemische Gewässergüteklasse Stoffname

S

I

I - II

II ” 100

II - III ” 200

III ” 400

III - IV ” 800

IV

A/S

” 25

” 50

Cadmium

A

” 0,3

” 0,6

” 1,2

” 2,4

” 4,8

” 9,6

> 9,6

Chrom

S

” 80

” 90

” 100

” 200

” 400

” 800

> 800

Kupfer

S

” 20

” 40

” 60

” 120

” 240

” 480

> 480

Nickel

S

” 30

” 40

” 50

” 100

” 200

” 400

> 400

Quecksilber

A

” 0,2

” 0,4

” 0,8

” 1,6

” 3,2

” 6,4

> 6,4

Zink

S

” 100

” 150

” 200

” 400

” 800

Blei

> 800

” 1600 > 1600

Für Altwässer liefern diese Tabellen allerdings nur Anhaltspunkte, da Altwässer keinen Fließgewässercharakter mehr aufweisen. Nur die Initialphase kann ohne größere Probleme dem LAWA-Bewertungssystem unterzogen werden. Für stehende bzw. quasi-stehende Gewässer ist nach wie vor das Bewertungssystem nach Klapper (1992) das aussagekräftigste. Es beruht auf den Merkmalskomplexen x

hydrographische und territoriale Kriterien,

x

trophische Kriterien sowie

x

Salzgehalt, besondere und hygienisch relevante Kriterien.

Da die hydrographischen und territorialen Kriterien in einer für Altwässer spezifischen Weise durch die hydromorphologische Bewertung (Kap. 4.5) abgedeckt werden und der letztgenannte Punkt für Altwässer kaum relevant ist, erfolgt die Bewertung über die trophischen Kriterien (Tab.4.21). Die Bewertungsmaßstäbe liegen hier deutlich höher, d. h. die Grenzwerte der einzelnen Güteklassen für N und P niedriger als bei der Fließgewässerbewertung. Dies ist zum einen damit zu begründen, dass auch im Naturzustand der Nährstoffgehalt von Fließgewässern durch ihre erodierende und herauslösende Wirkung üblicherweise höher ist als in stehenden Gewässern. Zum anderen entfalten die Pflanzennährstoffe ihre eutrophierende Wirkung unter stagnierenden Bedingungen wesentlich stärker als im Fließgewässer, was sich an der Veralgung von aufgestauten Flüssen, z. B. am Rhein, eindrucksvoll beobachten lässt. Als Maßstab der mit der Trophie korrelierten Biomasseproduktion wird die Chlorophyll-aKonzentration gewählt (Tab.4.21). Sie ist allerdings nur in planktondominierten Altwässern relevant und anwendbar. Die meisten Altwässer der sandgeprägten Flüsse und Ströme sind aber aufgrund ihres flachen Profils durch submerse und emerse Makrophyten geprägt. Die Zuordnung der trophischen Beschaffenheitsklassen zu den fünf ökologischen Zustandsklassen nach EG-WRRL ist nicht unproblematisch. Die Differenzierung in den unteren Trophiebereichen ist wenig sinnvoll, da Altwässer in meist nährstoffreichen Auen keinen oligotrophen Status erreichen können. Somit ist es sinnvoll, den oligo- und den mesotrophen als den sehr guten ökologischen Zustand zu definieren, den natürlich eutrophen als den guten, den polytrophen als den mäßigen und den hypertrophen als den unbefriedigenden bzw. schlechten (Tab.4.22).

4.6 Chemische Bewertung der Qualität von Wasser und Sedimenten in Altwässern

141

Tabelle 4.21: Klassifizierung nach trophischen Eigenschaften (Klapper 1992, gekürzt); a: geschichtet, b: ungeschichtet Kriterien

Beschaffenheitsklasse 1

2

90-120

80-150

”0,005

3a

3b

4

5

60-200

20-300

0-500

”0,01

”0,03

”0,05

>0,05

”0,005

”0,015

”0,2

”1,2

>1,2

”0,015

”0,025

”0,04

”0,06

>1,5

”0,015

”0,045

”0,3

”1,5

>1,5

”0,3

”0,5

”1,0

”1,5

>1,5

I Sauerstoffverhältnisse Schwankungsbreite der O2Sättigung an der Oberfläche (Sommer, Windstille, TagNacht) [%] II Nährstoffverhältnisse Orthophosphat P [mg/l] a) Gesamtphosphat P [mg/l] a) anorg. gebundener N [mg/l] b) a)

Niedrigere Werte für Gewässer mit geringer Karbonathärte, höhere Werte für Gewässer mit hoher Karbonathärte

b)

Berücksichtigung, wenn Stickstoff eindeutig als limitierender Nährstoff auftritt

•6

•4

Trophiegrad

mesotroph

20-40 •1

40-60

>60

•0,5

100

hypertroph

2/1

4.7 Zusammenfassende Altwasserbewertung aus chemischer, biologischer und morphologischer Sicht143

4.7 Zusammenfassende Altwasserbewertung aus chemischer, biologischer und morphologischer Sicht Volker Lüderitz, Christian Kunz Die in den vorangegangenen Kapiteln beschriebenen Bewertungsmöglichkeiten geben einen Einblick in den Zustand (Qualität, Alter) des bewerteten Altwassers aus der chemischen, biologischen und morphologischen Sicht. Jedoch ist es notwendig, einen Gesamtüberblick über das Altwasser zu erhalten und Zusammenhänge zwischen erkannten Defiziten abzuleiten. Die Gewässermorphologie hat direkten Einfluss auf die Flora und Fauna, die Nutzungen im Umfeld können Gründe für die Verlandungssituation liefern oder das Nährstoffangebot im Wasserkörper begründen. Im Folgenden soll ein zusammenfassendes Bewertungssystem dargestellt werden, dass diese Zusammenhänge erkennen lassen soll. Ein weiterer Grund für eine ganzheitliche Bewertung ist die Verdeutlichung von Fehlern bei Einzelbewertungen. Die Gesamtheit der Parameter in der Bewertung dient der Plausibilitätskontrolle, um beispielsweise Bewertungsunterschiede durch Fehlbestimmungen aufzuzeigen. Wurde dem Altwasser eine geringe Trophie bescheinigt, kann dies durch die Lebensgewohnheiten und Ansprüche der Flora und Fauna verifiziert oder falsifiziert werden. Die Zusammenfassung ist also ein Kontrollmechanismus, der auf der Betrachtung des Ökosystems aus verschiedenen Blickwinkeln beruht. Die ganzheitliche Betrachtung dient auch dazu, Strategien und Maßnahmen zur Lösung der Probleme zu entwickeln. Um eine Vergleichbarkeit der einzelnen Parameter zu ermöglichen, ist es wichtig, ein einheitliches Bewertungssystem herzustellen. In diesem Fall wurde eine Notenskala von 5: sehr guter Zustand – das Altwasser ist jung bis 1: schlechter Zustand – das Altwasser ist deutlich in der Terminalphase gewählt. Es muss bei einer Gesamtbewertung mit verschiedenen Parametern darauf geachtet werden, ob diese in ihrer Aussage kompatibel sind und die Nähe zum Leitbild beschreiben können. So kann zwar mit einer chemischen Bewertung (Belastung durch prioritäre Stoffe nach WRRL) die Wasserqualität, nicht aber das Alter des Altwassers bestimmt werden. Das Vorhandensein von bestimmten Arten der Flora und Fauna wiederum kann das Alter und damit die Nähe zum Leitbild beschreiben und mit der Gewässermorphologie, als wichtigem Einflussfaktor der Alterung, zusammengefasst werden. Die chemische Gewässerqualität (guter oder schlechter Zustand) muss also von der biologischen und morphologischen Bewertung (altes oder junges Altwasser) getrennt werden. Die ganzheitliche Betrachtung eines Altwassers soll im folgenden multimetrischen Index (MMI) in vier Modulen vorgenommen werden. Modul 1: Trophie / Wassergüte Das erste Modul fragt nach den trophischen Eigenschaften des Gewässers und gleichzeitig nach den Dominanzverhältnissen der Flora. Im Leitbild Altwasser in der Optimalphase ist das Klarwasserstadium ein Ziel. Dieses wird erreicht, wenn das Phytoplankton und damit die Chlorophyll-a-Konzentration eine geringe Dichte aufweist. Da Altwässer meist eutrophe Zustände innehaben, müssen also andere Verbraucher die verfügbaren Nährstoffe aufnehmen, um dem Phytoplankton die Nahrungsgrundlage zu entziehen. Diese Konsumenten sind die

144

4 Typisierung und Bewertung für die leitbildorientierte Sanierung von Altwässern

Makrophyten. Ziel ist also die Dominanz der Makrophyten gegenüber dem Phytoplankton, jedoch kein makrophytendominiertes Gewässer. Bereits in den Untersuchungen an Altwässern im Raum Dessau in den 1990er Jahren (Langheinrich et al., 2002) wurde die Wassergüte mit Hilfe des von Carlson (1977) entwickelten Trophic-State-Index (TSI) bestimmt. Die Berechnungsformeln und die Bewertungsgrenzen des TSI wurden im Zusammenhang mit der chemischen Bewertung im Kapitel 4.6 beschrieben. Die Bewertungsgrenzen entsprechen denen in der Tabelle 4.22, wobei in unserem Bewertungssystem die Grenzen der EG-WRRL genutzt werden (Tab.4.23). Der TSI, wie er hier genutzt wird, spiegelt jedoch nicht unbedingt die Trophie im gesamten Wasserkörper wider, sondern ist lediglich ein Mittel, um den Beweis zu führen, dass die Makrophyten den nutzbaren Phosphor verwenden und dass das Phytoplankton nicht mehr ausreichend Nährstoffe zur Verfügung hat. Tabelle 4.23: Bewertung der Trophie mit Hilfe des Trophic-State-Index (Henning 1986) TSI

Trophie

Bewertung

”40

oligotroph

5

”60

mesotroph

5

”80

eutroph

4

”100

polytroph

3

>100

hypertroph

2/1

Der TSI dient dazu, die Dominanzverhältnisse zwischen Makrophyten und Phytoplankton darzustellen. Um eine Aussage über den trophischen Zustand des Wasserkörpers insgesamt treffen zu können, müssen die Makrophyten in ihren Gesellschaften und Deckungsgraden sowie den Dominanzverhältnissen untereinander dargestellt werden. Modul 2: Gewässerstruktur Im Kapitel 4.5 (Altwasserbewertung auf Grundlage der Morphologie) wurde die Vorgehensweise der morphologischen Kartierung und Bewertung beschrieben. Die Störung des Altwassers durch Bauwerke (Hochwasserschutzdeiche, Schüttdämme, Entwässerungssysteme), durch unverträgliche Umfeldnutzung (fehlende Schonstreifen bei intensiver landwirtschaftlicher Nutzung) und durch Gewässerbettveränderungen (steile Ufer an ursprünglichen Gleithängen) haben direkten Einfluss auf die Alterungsgeschwindigkeit des Altwassers. In diesem Modul sollen die vier Hauptparameter Sohle, Ufer, Umfeld und Alter den morphologischen Zustand und die Probleme aus dieser Sicht darstellen. Das 7-stufige Bewertungssystem wurde zu diesem Zweck in ein 5-stufiges umgewandelt. Die Grenzen sind der Tabelle 4.17 zu entnehmen.

4.7 Zusammenfassende Altwasserbewertung aus chemischer, biologischer und morphologischer Sicht145

Modul 3: Naturnähe Dieses Modul beschreibt die Naturnähe, bzw. die Nähe zum Leitbild Altwässer der Optimalphase. Im Kapitel 4.2 wurde ein multimetrischer Index mit Hilfe der Makroinvertebraten beschrieben. Dieser Index soll mit der Kenntnis über das Vorkommen von Makrophyten und den zu erwartenden Makrophytenvorkommen in den verschiedenen Altwasserstadien (Kapitel 4.4) von der Initialphase bis zur Terminalphase ergänzt werden. Das 3. Modul besteht aus vier Metrics bestehen, die sich auf Makroinvertebraten und Makrophyten beziehen. 1.

Nähe zum Leitbild: Übereinstimmung Strömung, Ernährung, Habitate, längszonale biozönotische Verteilung der Makroinvertebraten mit den verschiedenen Altersphasen. Ist die Übereinstimmung mit der Initialphase größer als mit der Terminalphase, dann handelt es sich um ein jüngeres Altwasser und umgekehrt, die Grenzen für die Bewertung und Benotung ist der Tabelle 4.4 zu entnehmen. 2. Der Sørensen-Index vergleicht unter Vernachlässigung der Dominanzverhältnisse die Artenübereinstimmung mit den Leitarten (Makroinvertebraten) der Optimalphase. Die Grenzen der Bewertung und die Benotung sind der Tabelle 4.5 zu entnehmen. 3. Der Leitartenanteil Makroinvertebraten gibt an wie hoch der Anteil der Leitarten (Optimalphase) innerhalb einer Messstelle ist. Die Grenzen der Bewertung sind in der Tabelle 4.5 aufgeführt. 4. In diesem Teilmodul kommen die Makrophyten zum Tragen. Die erfasste Vegetation einer Messstelle wird mit den Vorkommensschwerpunkten der Pflanzen verglichen. Der Berechnung (Kap. 4.4.5) folgt die Bewertung und Benotung gemäß Tabelle 4.14. Modul 4: Diversität / Schutzwürdigkeit Das letzte Modul trägt der Tatsache Rechnung, dass gerade in der Optimalphase die höchste Artendiversität vorhanden ist und bedrohte Biotope in einem guten Zustand in der Regel auch bedrohten Arten Lebensraum bieten. Die zu erwartende hohe Diversität soll mit der Berechnung des Shannon-Wiener-Index (siehe Kapitel 4.2) für die Fische, die Makroinvertebraten und für die Makrophyten verglichen werden. Da die Artenzahl der Makroinvertebraten im ungestörten Gewässerökosystem erwartungsgemäß hoch ist, sollten die Grenzen in einem 5stufigen System höher sein als bei den Makrophyten oder gar bei den Fischen (Tabelle 4.24). Tabelle 4.24: Gewählte Grenzen des Shannon-Wiener-Index bei der Altwasserbewertung mittels Fischen, Makrophyten und Makroinvertebraten HFische

HMakrophyten

HMakroinvertebraten

Note

Diversität

•2

• 1,5

•4

5

sehr groß

• 1,5

• 1,2

•3

4

groß

•1

•1

•2

3

mäßig

• 0,5

• 0,5

•1

2

gering

=2,5

drängt in die Terminalphase

>=1,5

Terminalphase